آنتی بیوتیکها، مسیرهای انتشار و روشهای نوین حذف آنها از محیطهای آبی
محورهای موضوعی : برگرفته از پایان نامه
فاطمه کارگر
1
,
اکرم بمانی
2
,
محمد حسین صیادی
3
,
نجمه احمدپور
4
1 - دانش آموخته کارشناسی ارشد رشته علوم و مهندسی محیط زیست، گروه علوم و مهندسی محیط زیست، دانشکده کشاورزی و منابع طبیعی، دانشگاه اردکان، اردکان، ایران
2 - دانشیار گروه علوم و مهندسی محیط زیست، دانشکده کشاورزی و منابع طبیعی، دانشگاه اردکان، اردکان، ایران
3 - دانشیار گروه کشاورزی، دانشکده منابع طبیعی و محیط زیست، دانشگاه شهید باهنر کرمان، کرمان، ایران
4 - دانش آموخته دکتری رشته محیط زیست، دانشکده منابع طبیعی و محیط زیست، دانشگاه بیرجند، ایران
کلید واژه: آنتیبیوتیک, آلایندههای نوظهور, لجن فعال, اکسیداسیونهای پیشرفته, تصفیه آب,
چکیده مقاله :
مقدمه: در سالهای اخیر مصرف آنتیبیوتیک ها به علت مصارف بهداشتی در ارتباط با سلامت انسان و دام بهطور قابل توجهی در سراسر جهان افزایش یافته است. حضور این ترکیبات حتی در مقادیر بسیار کم نیز می تواند اثرات نامطلوبی بر محیطزیست و موجودات زنده داشته باشد. هدف از این مطالعه مروری بر فناوریهای مختلف برای حذف آنتی بیوتیکها از محیطهای آبی با تاکید بر فنآوری های جدید می باشد.
مواد و روش ها: در این مطالعه مروری برای دستیابی به مطالب بهروز و معتبر از مطالعات کتابخانهای و مقالات موجود در پایگاههای اطلاعاتی Google Scholar، Science direct، Springer، Scopus، Elsevier و PubMed کمک گرفته شد
نتایج و بحث: نتایج نشان داد که سیستمهای بیوراکتور غشایی در بین روشهای بیولوژیکی علیرغم هزینه بالا بهسبب استفاده از فیلتراسیون، پساب با کیفیتتری تولید می کنند و نسبت به سایر سیستمهای تصفیه بیولوژیکی موثرتر هستند. همچنین بررسی روشهای بیولوژیکی نشان داد که راندمان حذف آنتیبیوتیکها از 40 تا 95 درصد متغیر بود. روشهای اکسیداسیون پیشرفته در سالهای اخیر گزینه مناسبی برای حذف آنتیبیوتیکها هستند که قادر به حذف کامل آنتیبیوتیکها میباشند، همچنین فناوری ارزان و دوستدار محیط زیست میباشند.
نتیجه گیری: در این بررسی، تعدادی از فناوریهای تصفیه آلایندههای آنتی بیوتیکی و مزایا و معایب آنها مورد بررسی قرار گرفت و نشان داد که فناوریهای بیولوژیکی و فیزیکو شیمیایی خصوصا فرآیندهای اکسیداسیون پیشرفته قادر به حذف آلایندههای دارویی میباشند. اگرچه کاتالیزورهای نوری با موفقیت برای تصفیه فاضلاب در مقیاس آزمایشگاهی توسعه یافتهاند، اما نیازمند تحقیقات گستردهتری تا تجاریسازی از این فرآیندها صورت میباشد
Abstract
Introduction: In recent years, the consumption of antibiotics has increased significantly all over the world due to health reasons related to human and animal health. The presence of these compounds even in very small amounts causes adverse effects on the environment and living organisms. The purpose of this study is to review different technologies for removing antibiotics from aquatic environments with an emphasis on new technologies.
Methods: In this study, a review of library studies and articles in the Google Scholar, Science Direct, Springer, Scopus, Elsevier, and PubMed databases are used to obtain up-to-date and valid content.
Findings: The results showed that membrane bioreactor systems among biological methods, despite the high cost due to the use of filtration, produce higher quality wastewater and are more effective than other biological treatment systems. Also, the investigation of biological methods showed that the efficiency of removing antibiotics varied from 40 to 95 percent. In recent years, advanced oxidation methods are a suitable option for removing antibiotics, which can completely remove antibiotics, and are also a cheap and environmentally friendly technology. In this study, several antibiotic pollutant purification technologies and their advantages and disadvantages were examined and it was shown that biological and physicochemical technologies, especially advanced oxidation processes, are capable of removing pollutants. They are medicinal. Although photo catalysts have been successfully developed for wastewater treatment on a laboratory scale, more extensive research is needed before the commercialization of these processes.
1- Cuerda-Correa EM, Alexandre-Franco MF, Fernández-González C. Advanced oxidation processes for the removal of antibiotics from water. An overview. Water. 2020 Jan;12(1):102.
2- UNICEF, World Health Organization. Progress on Drinking Water and Sanitation (2012). Update, New York. 2012.
3- Lee Y, Von Gunten U. Oxidative transformation of micropollutants during municipal wastewater treatment: Comparison of kinetic aspects of selective (chlorine, chlorine dioxide, ferrateVI, and ozone) and non-selective oxidants (hydroxyl radical). Water research. 2010 Jan 1;44(2):555-66.
4- Dawas-Massalha A, Gur-Reznik S, Lerman S, Sabbah I, Dosoretz CG. Co-metabolic oxidation of pharmaceutical compounds by a nitrifying bacterial enrichment. Bioresource technology. 2014 Sep 1;167:336-42.
5- Fick J, Lindberg RH, Fång J, Magnér J, Kaj L, Brorström-Lundén E. Screening 2014: Analysis of pharmaceuticals and hormones in samples from WWTPs and receiving waters.
6- Sayadi MH, Trivedy RK, Pathak RK. Pollution of pharmaceuticals in environment. I Control Pollution. 2010;26(1):89-94.
7- Syadi A.R, Asadpour M, Shabani Z, Sayadi M.H. Interaction of drugs in the environment and its effects on community health. Journal of Rafsanjan University of Medical Sciences. 2012 Jul 10; 11 (3): 269-84.
8- Mazel D, Davies J. Antibiotic resistance in microbes. Cellular and Molecular Life Sciences CMLS. 1999 Nov;56(9):742-54.
9- Larsson DJ, de Pedro C, Paxeus N. Effluent from drug manufactures contains extremely high levels of pharmaceuticals. Journal of hazardous materials. 2007 Sep 30;148(3):751-5.
10- Naseh, N, Barikbin, B, Taghavi, Lt, Naseri, M A. The destructive effects of antibiotic contamination on the environment and the effectiveness of various methods in removing them from contaminated effluents. Nurse and doctor in battle. 2016 Aug 10; 4 (10): 50-62.
11- Hanna N, Sun P, Sun Q, Li X, Yang X, Ji X, Zou H, Ottoson J, Nilsson LE, Berglund B, Dyar OJ. Presence of antibiotic residues in various environmental compartments of Shandong province in eastern China: its potential for resistance development and ecological and human risk. Environment international. 2018 May 1;114:131-42.
12- Yazdia M, Sayadib MH, Farsada F. Removal of penicillin in aqueous solution using Chlorella vulgaris and Spirulina platensis from hospital wastewater. Desalin. Water Treat.. 2018 Aug 1;123:315-20.
13- Gago-Ferrero P, Gros M, Ahrens L, Wiberg K. Impact of on-site, small and large scale wastewater treatment facilities on levels and fate of pharmaceuticals, personal care products, artificial sweeteners, pesticides, and perfluoroalkyl substances in recipient waters. Science of the Total Environment. 2017 Dec 1;601:1289-97.
14- Segura Y, Martínez F, Melero JA. Effective pharmaceutical wastewater degradation by Fenton oxidation with zero-valent iron. Applied Catalysis B: Environmental. 2013 Jun 5;136:64-9.
15- Fazal S, Zhang B, Zhong Z, Gao L, Lu X. Membrane separation technology on pharmaceutical wastewater by using MBR (membrane bioreactor). Journal of Environmental Protection. 2015 Mar 31;6(04):299.
16- Shi X, Lefebvre O, Ng KK, Ng HY. Sequential anaerobic– aerobic treatment of pharmaceutical wastewater with high salinity. Bioresource technology. 2014 Feb 1;153:79-86.
17- Daughton CG, Ruhoy IS. Lower-dose prescribing: minimizing “side effects” of pharmaceuticals on society and the environment. Science of the Total Environment. 2013 Jan 15;443:324-37.
18- Castensson S, Eriksson V, Lindborg K, Wettermark B. A method to include the environmental hazard in drug prescribing. Pharmacy world & science. 2009 Feb;31(1):24-31.
19- Yan C, Yang Y, Zhou J, Liu M, Nie M, Shi H, Gu L. Antibiotics in the surface water of the Yangtze Estuary: occurrence, distribution and risk assessment. Environmental Pollution. 2013 Apr 1;175:22-9.
20- Qiang Z, Adams C, Surampalli R. Determination of ozonation rate constants for lincomycin and spectinomycin. Ozone: Science and Engineering. 2004 Dec 1;26(6):525-37.
21- Yang JF, Ying GG, Zhao JL, Tao R, Su HC, Liu YS. Spatial and seasonal distribution of selected antibiotics in surface waters of the Pearl Rivers, China. Journal of Environmental Science and Health, Part B. 2011 Mar 7;46(3):272-80.
22- Thiele‐Bruhn S. Pharmaceutical antibiotic compounds in soils–a review. Journal of plant nutrition and soil science. 2003 Apr;166(2):145-67.
23- Gagné F, Blaise C, André C. Occurrence of pharmaceutical products in a municipal effluent and toxicity to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) hepatocytes. Ecotoxicology and environmental safety. 2006 Jul 1;64(3):329-36.
24- Ahmadpour N, Sayadi MH, Sobhani S, Hajiani M. Photocatalytic degradation of model pharmaceutical pollutant by novel magnetic TiO2@ ZnFe2O4/Pd nanocomposite with enhanced photocatalytic activity and stability under solar light irradiation. Journal of Environmental Management. 2020 Oct 1;271:110964.
25- Lofrano G, Pedrazzani R, Libralato G, Carotenuto M. Advanced oxidation processes for antibiotics removal: a review. Current organic chemistry. 2017 May 1;21(12):1054-67.
26- Timm A, Borowska E, Majewsky M, Merel S, Zwiener C, Bräse S, Horn H. Photolysis of four β‑lactam antibiotics under simulated environmental conditions: Degradation, transformation products and antibacterial activity. Science of the Total Environment. 2019 Feb 15;651:1605-12.
27- Sayadi MH, Sobhani S, Shekari H. Photocatalytic degradation of azithromycin using GO@ Fe3O4/ZnO/SnO2 nanocomposites. Journal of Cleaner Production. 2019 Sep 20;232:127-36.
28- Yang Y, Ok YS, Kim KH, Kwon EE, Tsang YF. Occurrences and removal of pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in drinking water and water/sewage treatment plants: A review. Science of the Total Environment. 2017 Oct 15;596:303-20.
29- Omar TF, Ahmad A, Aris AZ, Yusoff FM. Endocrine disrupting compounds (EDCs) in environmental matrices: Review of analytical strategies for pharmaceuticals, estrogenic hormones, and alkylphenol compounds. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 2016 Dec 1;85:241-59.
30- El-Kemary M, El-Shamy H, El-Mehasseb I. Photocatalytic degradation of ciprofloxacin drug in water using ZnO nanoparticles. Journal of Luminescence. 2010 Dec 1;130(12):2327-31.
31- Yazdani A, Sayadi MH. Sonochemical degradation of azithromycin in aqueous solution. Journal of Environmental Health Management and Engineering.2018 May 10;5(2):85-92.
32- Zhang C, Chen Z, Li J, Guo Y, Cheng F. Removal of recalcitrant organic pollutants from bio-treated coking wastewater using coal-based carbonaceous materials. Desalination and Water Treatment. 2017;88:75-84.
33- Homem V, Santos L. Degradation and removal methods of antibiotics from aqueous matrices–a review. Journal of environmental management. 2011 Oct 1;92(10):2304-47.
34- Sayadi AR, Asadpour M, Shabani Z, Sayadi MH. Pharmaceutical pollution of the eco-system and its detrimental effects on public health. Journal of Rafsanjan University of Medical Sciences. 2012;11(3):269-84.
35- Duong HA, Pham NH, Nguyen HT, Hoang TT, Pham HV, Pham VC, Berg M, Giger W, Alder AC. Occurrence, fate and antibiotic resistance of fluoroquinolone antibacterials in hospital wastewaters in Hanoi, Vietnam. Chemosphere. 2008 Jun 1;72(6):968-73.
36- Botitsi E, Frosyni C, Tsipi D. Determination of pharmaceuticals from different therapeutic classes in wastewaters by liquid chromatography–electrospray ionization–tandem mass spectrometry. Analytical and bioanalytical chemistry. 2007 Feb;387(4):1317-27.
37- Martins AF, Vasconcelos TG, Henriques DM, Frank CD, König A, Kümmerer K. Concentration of ciprofloxacin in Brazilian hospital effluent and preliminary risk assessment: a case study. CLEAN–Soil, Air, Water. 2008 Mar;36(3):264-9.
38- Kümmerer K. Antibiotics in the aquatic environment–a review–part I. Chemosphere. 2009 Apr 1;75(4):417-34.
39- Färber H. Antibiotika im Krankenhausabwasser. Hyg. Med. 2002;27:35.
40- Christian T, Schneider RJ, Färber HA, Skutlarek D, Meyer MT, Goldbach HE. Determination of antibiotic residues in manure, soil, and surface waters. Acta hydrochimica et hydrobiologica. 2003 Jul;31(1):36-44.
41- Giger W, Alder AC, Golet EM, Kohler HP, McArdell CS, Molnar E, Siegrist H, Suter MJ. Occurrence and fate of antibiotics as trace contaminants in wastewaters, sewage sludges, and surface waters. CHIMIA International Journal for Chemistry. 2003 Sep 1;57(9):485-91.
42- Giger W, Alder AC, Golet EM, Kohler HP, McArdell CS, Molnar E, Pham Thi NA, Siegrist H. Antibiotikaspuren auf dem Weg von Spital-und Gemeindeabwasser in die Fliessgewässer: Umweltanalytische Untersuchungen über Einträge und Verhalten. Spurenstoffe in Gewässern. Pharmazeutische Reststoffe und endokrin wirksame Substanzen. Spurenstoffe in Gewässern. Pharmazeutische Reststoffe und endokrinwirksame Substanzen (Trace materials in bodies of water. Pharmaceutical trace materials and endocrine active substances). Wiley-VCH GmbH &Co, New Jersey, USA. 2003 Oct 8:21-33.
43- Ternes TA, Meisenheimer M, McDowell D, Sacher F, Brauch HJ, Haist-Gulde B, Preuss G, Wilme U, Zulei-Seibert N. Removal of pharmaceuticals during drinking water treatment. Environmental science & technology. 2002 Sep 1;36(17):3855-63.
44- Kolpin DW, Furlong ET, Meyer MT, Thurman EM, Zaugg SD, Barber LB, Buxton HT. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in US streams, 1999− 2000: A national reconnaissance. Environmental science & technology. 2002 Mar 15;36(6):1202-11.\
45- Alexy R, Sommer A, Lange FT, Kümmerer K. Local use of antibiotics and their input and fate in a small sewage treatment plant–significance of balancing and analysis on a local scale vs. nationwide scale. Acta hydrochimica et hydrobiologica. 2006 Dec;34(6):587-92.
46- Hirsch R, Ternes T, Haberer K, Kratz KL. Occurrence of antibiotics in the aquatic environment. Science of the Total environment. 1999 Jan 12;225(1-2):109-18.
47- Calamari D, Zuccato E, Castiglioni S, Bagnati R, Fanelli R. Strategic survey of therapeutic drugs in the rivers Po and Lambro in northern Italy. Environmental Science & Technology. 2003 Apr 1;37(7):1241-8.
48- Yuan Y, Zhang H, Pan G. Flocculation of cyanobacterial cells using coal fly ash modified chitosan. Water research. 2016 Jun 15;97:11-8.
49- Asadi Z. Investigation of the efficiency of coagulation process for ciprofloxacin antibiotic removal from aqueous solution. Journal of health research in community. 2019 May 10;5(1):38-48
50- Suarez S, Lema JM, Omil F. Pre-treatment of hospital wastewater by coagulation–flocculation and flotation. Bioresource technology. 2009 Apr 1;100(7):2138-46.
51- Kord Mostafapoor F, Ahmadi SH, Balarak DA, Rahdar SO. Comparison of dissolved air flotation process for aniline and penicillin G removal from aqueous solutions. Avicenna Journal of Clinical Medicine. 2017 Mar 15;23(4):360-9.
52- Martínez F, López-Muñoz MJ, Aguado J, Melero JA, Arsuaga J, Sotto A, Molina R, Segura Y, Pariente MI, Revilla A, Cerro L. Coupling membrane separation and photocatalytic oxidation processes for the degradation of pharmaceutical pollutants. Water research. 2013 Oct 1;47(15):5647-58.
53- Mohaghegh, Removal of Cefixime antibiotics from the effluents of antibiotic factories using microfilter, nanofilter, reverse osmosis and activated carbon membrane systems, First National Conference on Nanotechnology Advantages and Applications. 2013 Mar 6.
54- Putra EK, Pranowo R, Sunarso J, Indraswati N, Ismadji S. Performance of activated carbon and bentonite for adsorption of amoxicillin from wastewater: Mechanisms, isotherms and kinetics. Water research. 2009 May 1;43(9):2419-30.
55- Rivera-Utrilla J, Prados-Joya G, Sánchez-Polo M, Ferro-García MA, Bautista-Toledo I. Removal of nitroimidazole antibiotics from aqueous solution by adsorption/bioadsorption on activated carbon. Journal of hazardous materials. 2009 Oct 15;170(1):298-305.
56- Choi KJ, Kim SG, Kim SH. Removal of antibiotics by coagulation and granular activated carbon filtration. Journal of hazardous materials. 2008 Feb 28;151(1):38-43.
57- Kim SH, Shon HK, Ngo HH. Adsorption characteristics of antibiotics trimethoprim on powdered and granular activated carbon. Journal of Industrial and Engineering Chemistry. 2010 May 25;16(3):344-9.
58- Zazoli M.A, Blark D, Karimnejad F, Akbari A, Esfandi F. Investigation of penicillin G uptake from aqueous solutions using modified canola. In The 16th National Conference on Environmental Health of Iran-Tabtiz university of medical sciences. 2013 Oct 1; 1(2): 36-43.
59- Majidi S, Rahmani A, Samadi M, Shokouhi R. Determining the efficiency of sonolectrofenton process in removing ciprofloxacin antibiotic from aqueous solutions. Scientific Research Journal of Ilam University of Medical Sciences. 2016 Jan 10; 23(6):85-96.
60- Malakootian M, Kannan K, Gharaghani MA, Dehdarirad A, Nasiri A, Shahamat YD, Mahdizadeh H. Removal of metronidazole from wastewater by Fe/charcoal micro electrolysis fluidized bed reactor. Journal of Environmental Chemical Engineering. 2019 Dec 1;7(6):103457.
61- Ji Z, Liu T, Tian H. Electrochemical degradation of diclofenac for pharmaceutical wastewater treatment. Int. J. Electrochem. Sci. 2017 Aug 1;12(8):7807-16.
62- Chelliapan S, Wilby T, Sallis PJ. Performance of an up-flow anaerobic stage reactor (UASR) in the treatment of pharmaceutical wastewater containing macrolide antibiotics. Water Research. 2006 Feb 1;40(3):507-16.
63- Arikan OA. Degradation and metabolization of chlortetracycline during the anaerobic digestion of manure from medicated calves. Journal of Hazardous Materials. 2008 Oct 30;158(2-3):485-90.
64- Liu H, Yang Y, Sun H, Zhao L, Liu Y. Fate of tetracycline in enhanced biological nutrient removal process. Chemosphere. 2018 Feb 1;193:998-1003.
65- Tran NH, Chen H, Reinhard M, Mao F, Gin KY. Occurrence and removal of multiple classes of antibiotics and antimicrobial agents in biological wastewater treatment processes. Water Research. 2016 Nov 1;104:461-72.
66- Bedner M, MacCrehan WA. Reactions of the amine-containing drugs fluoxetine and metoprolol during chlorination and dechlorination processes used in wastewater treatment. Chemosphere. 2006 Dec 1;65(11):2130-7.
67- Alvarino T, Suarez S, Lema JM, Omil F. Understanding the removal mechanisms of PPCPs and the influence of main technological parameters in anaerobic UASB and aerobic CAS reactors. Journal of Hazardous materials. 2014 Aug 15;278:506-13.
68- Rivera-Utrilla J, Sánchez-Polo M, Ferro-García MÁ, Prados-Joya G, Ocampo-Pérez R. Pharmaceuticals as emerging contaminants and their removal from water. A review. Chemosphere. 2013 Oct 1;93(7):1268-87.
69- Heijman SG, Verliefde AR, Cornelissen ER, Amy G, Van Dijk JC. Influence of natural organic matter (NOM) fouling on the removal of pharmaceuticals by nanofiltration and activated carbon filtration. Water Science and Technology: Water Supply. 2007 Dec;7(4):17-23.
70- Kaya Y, Bacaksiz AM, Golebatmaz U, Vergili I, Gönder ZB, Yilmaz G. Improving the performance of an aerobic membrane bioreactor (MBR) treating pharmaceutical wastewater with powdered activated carbon (PAC) addition. Bioprocess and biosystems engineering. 2016 Apr 1;39(4):661-76.
71- Kimura K, Hara H, Watanabe Y. Removal of pharmaceutical compounds by submerged membrane bioreactors (MBRs). Desalination. 2005 Jul 10;178(1-3):135-40.
72- Saravia F, Frimmel FH. Role of NOM in the performance of adsorption-membrane hybrid systems applied for the removal of pharmaceuticals. Desalination. 2008 Apr 15;224(1-3):168-71.
73- Klavarioti M, Mantzavinos D, Kassinos D. Removal of residual pharmaceuticals from aqueous systems by advanced oxidation processes. Environment international. 2009 Feb 1;35(2):402-17.
74- Ayoub K, van Hullebusch ED, Cassir M, Bermond A. Application of advanced oxidation processes for TNT removal: a review. Journal of hazardous materials. 2010 Jun 15;178(1-3):10-28.
75- Malato S, Fernández-Ibáñez P, Maldonado MI, Blanco J, Gernjak W. Decontamination and disinfection of water by solar photocatalysis: recent overview and trends. Catalysis today. 2009 Sep 15;147(1):1-59.
76- Ahmadpour N, Sayadi MH, Sobhani S, Hajiani M. A potential natural solar light active photocatalyst using magnetic ZnFe2O4@ TiO2/Cu nanocomposite as a high performance and recyclable platform for degradation of naproxen from aqueous solution. Journal of Cleaner Production. 2020 Sep 20;268:122023.
77- Guinea E, Arias C, Cabot PL, Garrido JA, Rodríguez RM, Centellas F, Brillas E. Mineralization of salicylic acid in acidic aqueous medium by electrochemical advanced oxidation processes using platinum and boron-doped diamond as anode and cathodically generated hydrogen peroxide. Water Research. 2008 Jan 1;42(1-2):499-511.
78- Yargeau V, Leclair C. Impact of operating conditions on decomposition of antibiotics during ozonation: a review. Ozone: Science and Engineering. 2008 May 29;30(3):175-88.
79- Esplugas S, Bila DM, Krause LG, Dezotti M. Ozonation and advanced oxidation technologies to remove endocrine disrupting chemicals (EDCs) and pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in water effluents. Journal of hazardous materials. 2007 Nov 19;149(3):631-42.
80- Ince NH, Apikyan IG. Combination of activated carbon adsorption with light-enhanced chemical oxidation via hydrogen peroxide. Water Research. 2000 Dec 1;34(17):4169-76.
81- Awfa D, Ateia M, Fujii M, Johnson MS, Yoshimura C. Photodegradation of pharmaceuticals and personal care products in water treatment using carbonaceous-TiO2 composites: A critical review of recent literature. Water research. 2018 Oct 1;142:26-45.
82- Jain B, Singh AK, Kim H, Lichtfouse E, Sharma VK. Treatment of organic pollutants by homogeneous and heterogeneous Fenton reaction processes. Environmental Chemistry Letters. 2018 Sep;16(3):947-67.
83- Gottschalk C, Libra JA, Saupe A. Ozonation of water and waste water: A practical guide to understanding ozone and its applications. John Wiley & Sons; 2009 Dec 9.
84- Zaviska F, Drogui P, Mercier G, Blais JF. Procédés d’oxydation avancée dans le traitement des eaux et des effluents industriels: Application à la dégradation des polluants réfractaires. Revue des sciences de l'eau/Journal of Water Science. 2009;22(4):535-64.
85- Litter MI. Introduction to photochemical advanced oxidation processes for water treatment. InEnvironmental photochemistry part II 2005 Sep (pp. 325-366). Springer, Berlin, Heidelberg.
86- Buxton G, Greenstock C. Critical Review of Rate Constants for Reactions of e– aq, H· and HO· in Aqueous Solutions. Jour. Phys. Chem. Ref. Data. 1988;17:2.
87- Stylianou SK, Katsoyiannis IA, Mitrakas M, Zouboulis AI. Application of a ceramic membrane contacting process for ozone and peroxone treatment of micropollutant contaminated surface water. Journal of hazardous materials. 2018 Sep 15;358:129-35.
88- Chen X, Richard J, Liu Y, Dopp E, Tuerk J, Bester K. Ozonation products of triclosan in advanced wastewater treatment. Water Research. 2012 May 1;46(7):2247-56.
89- Yonar T. Decolorisation of textile dyeing effluents using advanced oxidation processes. Advances in treating textile effluent. 2011 Oct 26.
90- EPA. Handbook on Advanced Non-Photochemical Oxidation Process, US. EPA, 2001. Washington, DC.
91- Homem V, Alves A, Santos L. Amoxicillin degradation at ppb levels by Fenton's oxidation using design of experiments. Science of the total environment. 2010 Nov 15;408(24):6272-80.
92- Bautista P, Mohedano AF, Casas JA, Zazo JA, Rodriguez JJ. An overview of the application of Fenton oxidation to industrial wastewaters treatment. Journal of Chemical Technology & Biotechnology: International Research in Process, Environmental & Clean Technology. 2008 Oct;83(10):1323-38.
93- Ahmadpour N, Sayadi MH, Verma A, Mansouri B. Ultrasonic degradation of ibuprofen from the aqueous solution in the presence of titanium dioxide nanoparticles/hydrogen peroxide. Water Treat. 2019 Mar 1;145:291-9.
94- Doosti MR, Kargar R, Sayadi MH. Water treatment using ultrasonic assistance: A review. Proceedings of the International Academy of Ecology and Environmental Sciences. 2012 Jun 1;2(2):96.
95- Sayadi MH, Ahmadpour N. The ultrasonic of drug removal using catalysts from aqueous solutions. International Journal of Environmental Sciences & Natural Resources. 2017;5(4):82-5.
96- Yazdani A, Sayadi M, Heidari A. Sonocatalyst efficiency of palladium-graphene oxide nanocomposite for ibuprofen degradation from aqueous solution. Journal of Water and Environmental Nanotechnology. 2019 Oct 1;4(4):333-42.
97- Andreozzi R, Canterino M, Marotta R, Paxeus N. Antibiotic removal from wastewaters: the ozonation of amoxicillin. Journal of hazardous Materials. 2005 Jul 15;122(3):243-50.
98- Elmolla ES, Chaudhuri M. Improvement of biodegradability of synthetic amoxicillin wastewater by photo-Fenton process. World Applied Science Journal. 2009;5:53-8.
99- Elmolla E, Chaudhuri M. Optimization of Fenton process for treatment of amoxicillin, ampicillin and cloxacillin antibiotics in aqueous solution. Journal of hazardous materials. 2009 Oct 30;170(2-3):666-72.
100- Michael I, Hapeshi E, Michael C, Fatta-Kassinos D. Solar Fenton and solar TiO2 catalytic treatment of ofloxacin in secondary treated effluents: evaluation of operational and kinetic parameters. Water research. 2010 Oct 1;44(18):5450-62.
101- Guo T, Wang K, Zhang G, Wu X. A novel α-Fe2O3@ g-C3N4 catalyst: synthesis derived from Fe-based MOF and its superior photo-Fenton performance. Applied Surface Science. 2019 Mar 1;469:331-9.
102- Koltsakidou Α, Antonopoulou M, Sykiotou M, Εvgenidou Ε, Konstantinou I, Lambropoulou DA. Photo-Fenton and Fenton-like processes for the treatment of the antineoplastic drug 5-fluorouracil under simulated solar radiation. Environmental Science and Pollution Research. 2017 Feb 1;24(5):4791-800.
103- de Luna MD, Briones RM, Su CC, Lu MC. Kinetics of acetaminophen degradation by Fenton oxidation in a fluidized-bed reactor. Chemosphere. 2013 Jan 1;90(4):1444-8.
104- Naddeo V, Meriç S, Kassinos D, Belgiorno V, Guida M. Fate of pharmaceuticals in contaminated urban wastewater effluent under ultrasonic irradiation. Water research. 2009 Sep 1;43(16):4019-27.
105- Al-Hamadani YA, Jung C, Im JK, Boateng LK, Flora JR, Jang M, Heo J, Park CM, Yoon Y. Sonocatalytic degradation coupled with single-walled carbon nanotubes for removal of ibuprofen and sulfamethoxazole. Chemical Engineering Science. 2017 Apr 27;162:300-8.
106- Timm A, Borowska E, Majewsky M, Merel S, Zwiener C, Bräse S, Horn H. Photolysis of four β‑lactam antibiotics under simulated environmental conditions: Degradation, transformation products and antibacterial activity. Science of the Total Environment. 2019 Feb 15;651:1605-12.
107- Ribeiro AR, Lutze HV, Schmidt TC. Base-catalyzed hydrolysis and speciation-dependent photolysis of two cephalosporin antibiotics, ceftiofur and cefapirin. Water research. 2018 May 1;134:253-60.
108- Baena-Nogueras RM, González-Mazo E, Lara-Martín PA. Photolysis of antibiotics under simulated sunlight irradiation: identification of photoproducts by high-resolution mass spectrometry. Environmental science & technology. 2017 Mar 21;51(6):3148-56.
109- Kondrakov AO, Ignatev AN, Frimmel FH, Bräse S, Horn H, Revelsky AI. Formation of genotoxic quinones during bisphenol A degradation by TiO2 photocatalysis and UV photolysis: a comparative study. Applied Catalysis B: Environmental. 2014 Nov 1;160:106-14.
110- Wang XH, Lin AY. Phototransformation of cephalosporin antibiotics in an aqueous environment results in higher toxicity. Environmental science & technology. 2012 Nov 20;46(22):12417-26.
111- Rozas O, Contreras D, Mondaca MA, Pérez-Moya M, Mansilla HD. Experimental design of Fenton and photo-Fenton reactions for the treatment of ampicillin solutions. Journal of hazardous materials. 2010 May 15;177(1-3):1025-30.
112- Ghaly MY, Härtel G, Mayer R, Haseneder R. Photochemical oxidation of p-chlorophenol by UV/H2O2 and photo-Fenton process. A comparative study. waste management. 2001 Jan 1;21(1):41-7.
113- Sayadi MH, Ahmadpour N, Homaeigohar S. Photocatalytic and Antibacterial Properties of Ag-CuFe2O4@ WO3 Magnetic Nanocomposite. Nanomaterials. 2021 Feb;11(2):298.
114- Gaya UI, Abdullah AH. Heterogeneous photocatalytic degradation of organic contaminants over titanium dioxide: a review of fundamentals, progress and problems. Journal of photochemistry and photobiology C: Photochemistry reviews. 2008 Mar 1;9(1):1-2.
115- Daneshvar N, Aber S, Dorraji MS, Khataee AR, Rasoulifard MH. Photocatalytic degradation of the insecticide diazinon in the presence of prepared nanocrystalline ZnO powders under irradiation of UV-C light. Separation and purification Technology. 2007 Dec 1;58(1):91-8.
116- Abdollahi Y, Abdullah AH, Zainal Z, Yusof NA. Photodegradation of o-cresol by ZnO under UV irradiation. J. Am. Sci. 2011;7(8):165-70.
117- Nasseh N, Taghavi L, Barikbin B, Nasseri MA. Synthesis and characterizations of a novel FeNi3/SiO2/CuS magnetic nanocomposite for photocatalytic degradation of tetracycline in simulated wastewater. Journal of cleaner production. 2018 Apr 1;179:42-54.
118- Gholami A, Hajiani M, Sayadi Anari MH. Investigation of photocatalytic degradation of clindamycin by TiO2. Journal of Water and Environmental Nanotechnology. 2019 Apr 1;4(2):139-46.
119- Gan Y, Wei Y, Xiong J, Cheng G. Impact of post-processing modes of precursor on adsorption and photocatalytic capability of mesoporous TiO2 nanocrystallite aggregates towards ciprofloxacin removal. Chemical Engineering Journal. 2018 Oct 1;349:1-6.
120- Chatzitakis A, Berberidou C, Paspaltsis I, Kyriakou G, Sklaviadis T, Poulios I. Photocatalytic degradation and drug activity reduction of chloramphenicol. Water Research. 2008 Jan 1;42(1-2):386-94.
121- Wei X, Chen J, Xie Q, Zhang S, Ge L, Qiao X. Distinct photolytic mechanisms and products for different dissociation species of ciprofloxacin. Environmental science & technology. 2013 May 7;47(9):4284-90.
122- Jiang M, Wang L, Ji R. Biotic and abiotic degradation of four cephalosporin antibiotics in a lake surface water and sediment. Chemosphere. 2010 Sep 1;80(11):1399-405.
123- Ryan CC, Tan DT, Arnold WA. Direct and indirect photolysis of sulfamethoxazole and trimethoprim in wastewater treatment plant effluent. Water research. 2011 Jan 1;45(3):1280-6.
124- López‐Peñalver JJ, Sánchez‐Polo M, Gómez‐Pacheco CV, Rivera‐Utrilla J. Photodegradation of tetracyclines in aqueous solution by using UV and UV/H2O2 oxidation processes. Journal of Chemical Technology & Biotechnology. 2010 Oct;85(10):1325-33.
125- Murgolo S, Petronella F, Ciannarella R, Comparelli R, Agostiano A, Curri ML, Mascolo G. UV and solar-based photocatalytic degradation of organic pollutants by nano-sized TiO2 grown on carbon nanotubes. Catalysis Today. 2015 Feb 1;240:114-24.
126- Gar Alalm M, Tawfik A, Ookawara S. Solar photocatalytic degradation of phenol by TiO2/AC prepared by temperature impregnation method. Desalination and Water Treatment. 2016 Jan 8;57(2):835-44.
_||_Water Resources Engineering Journal Sprig 2024. Vol 17. Issue 60
Research Paper | |
Antibiotics, release routes, and their novel removal approaches from the aquatic environments | |
Fateme Kargar1, Akram Bemani*2, Mohammad Hoseein Sayadi3, Najmeh Ahmadpour4 1. Former MSc Student of Environmental science and engineering Department, Faculty of Agriculture & Natural Resources, Ardakan University, Ardakan, Iran 2. Associate Prof. of Environmental science and engineering Department, Faculty of Agriculture & Natural Resources, Ardakan University, Ardakan, Iran 3. Associate Prof. of Agriculture Department, Faculty of Natural Resources and Environment, Shahid Bahonar University of Kerman, Kerman 4. Ph.D. Environmental science Department, Faculty of Agriculture & Environment, Birjand University, Birjand, Iran | |
Received: 11/02/2023 Revised: 16/02/2023 Accepted: 18/08/2023 | Abstract Introduction: In recent years, the consumption of antibiotics has increased significantly all over the world due to health reasons related to human and animal health. The presence of these compounds even in very small amounts causes adverse effects on the environment and living organisms. The purpose of this study is to review different technologies for removing antibiotics from aquatic environments with an emphasis on new technologies. Methods: In this study, a review of library studies and articles in the Google Scholar, Science Direct, Springer, Scopus, Elsevier, and PubMed databases are used to obtain up-to-date and valid content. Findings: The results showed that membrane bioreactor systems among biological methods, despite the high cost due to the use of filtration, produce higher quality wastewater and are more effective than other biological treatment systems. Also, the investigation of biological methods showed that the efficiency of removing antibiotics varied from 40 to 95 percent. In recent years, advanced oxidation methods are a suitable option for removing antibiotics, which can completely remove antibiotics, and are also a cheap and environmentally friendly technology. In this study, several antibiotic pollutant purification technologies and their advantages and disadvantages were examined and it was shown that biological and physicochemical technologies, especially advanced oxidation processes, are capable of removing pollutants. They are medicinal. Although photo catalysts have been successfully developed for wastewater treatment on a laboratory scale, more extensive research is needed before the commercialization of these processes.
|
Use your device to scan and read the article online
| |
Keywords: Antibiotics, Emergent pollutants, Activated sludge: advanced oxidation, Water treatment | |
Citation: Kargar F, Bemani A, Sayadi MH, Ahmadpour N. Antibiotics, release routes, and their novel removal approaches from the aquatic environments. Water Resources Engineering Journal. 2024; 17(60): 27-52. | |
*Corresponding author: Akram Bemani Address: Dept. of Environmental science and engineering, Faculty of Agriculture & Natural Resources, Ardakan University, Ardakan, Iran Tell: +98913359348 Email: a.bemani@ardakan.ac.ir | |
Extended Abstract
Introduction
Medicines are emerging pollutants that are widely produced and consumed all over the world. In recent years, drugs have remained in various environmental bodies such as surface water, sewage and soil. These compounds proved a new class of potential pollutants that may be toxic to humans and animals and also lead to increased resistance of microorganisms including bacteria, fungi and viruses. In recent years, the consumption of antibiotics has increased significantly all over the world due to health reasons related to human and animal health. The presence of these compounds even in very small amounts can have adverse effects on the environment and living organisms. The purpose of this study is to review different technologies for removing antibiotics from aquatic environments with emphasis on new technologies. Antibiotics are able to affect the microbial population of sewage systems, and when they enter the treatment systems, they inhibit the bacterial activities of the sewage and as a result, the decomposition of organic matter is seriously affected, and it is also possible cause antibiotic resistance in humans and animals. When antibiotics are partially metabolized and subsequently excreted, they enter the water cycle as the main compounds as well as their metabolites. In general, 50-80% of all main compounds are excreted through urine and partially through feces as a mixture of compounds bound to metabolites. Antibiotics are often not completely destroyed during wastewater treatment and then enter surface water.
Materials and Methods
The research method in this article is review-systematic and library studies and relevant and updated articles available in Google Scholar, Science Direct, Springer, Scopus, Elsevier and PubMed databases have been used. While benefiting from the guidance and opinions of technical professors in order to obtain the desired articles, the key words are biological degradation, optical degradation, advanced oxidation processes, coagulation and coagulation, biological processes, antibiotics. and medicinal pollutants were used.
Findings
The destruction of antibiotics is different depending on their physical and chemical properties and the result of their fate and destruction paths. In conventional wastewater treatment plants, antibiotics undergo mechanical, chemical and biological processes. The removal efficiency of conventional wastewater treatment varies significantly, and they are not designed to remove emerging contaminants such as antibiotics. The results showed that membrane bioreactor systems among biological methods, despite the high cost due to the use of filtration, produce higher quality wastewater and are more effective than other biological treatment systems. Also, the investigation of biological methods showed that the efficiency of removing antibiotics varied from 40 to 95 percent. Because the system of continuous purification methods for purifying newly emerging pollutants in water, such as antibiotics, due to their complex structure and high chemical stability, are not very effective and cannot provide the basis for complete destruction. As a result, it is necessary to adopt more modern systems such as advanced oxidation processes (AOP). Today, the implementation of clean production programs with the aim of reducing polluting wastes and especially the use of environmentally sustainable technologies in industrial processes is of great importance. In recent years, advanced oxidation methods are a suitable option for removing antibiotics, which are able to completely remove antibiotics, and are also a cheap and environmentally friendly technology.
Discussion
In general, membrane bioreactor systems are more effective than other treatment systems in removing some antibiotics despite their higher cost. The combined use of advanced treatment can significantly improve the removal of antibiotics before wastewater disposal.
Conclusion
In this study, a number of antibiotic pollutant purification technologies and their advantages
and disadvantages were investigated, and in order to reach the standard, a combination of different purification technologies needs further investigation. Conventional wastewater treatment facilities are not designed to remove pharmaceutical compounds. Due to variable physicochemical properties, structure, solubility, as well as operating conditions of the biological process, the efficiency with which drugs are removed varies significantly. According to research conducted in recent years, advanced oxidation processes have been successful in removing antibiotics from water. It was also found that photocatalytic processes perform better in photochemical processes. In addition, it is important to note that the goal of progress has been in the use of heterogeneous photocatalysts. Therefore, it was found that although photocatalysts have been successfully developed for wastewater treatment on a laboratory scale, more attention is needed for the commercialization of these methods.
Ethical Considerations compliance with ethical guidelines
The cooperation of the participants in the present study was voluntary and accompanied by their consent.
Funding
No funding.
Authors' contributions Design and conceptualization: Akram Bemani, Mohammad Hossein Sayadi.
Methodology and data analysis: fateme Kargar, Akram Bemani, Mohammad Hossein Sayadi, Najmeh Ahmadpour.
Supervision and final writing: Akram Bemani
Conflicts of interest
The authors declared no conflict of interest.
| |
آنتی بیوتیکها، مسیرهای انتشار و روشهای نوین حذف آنها از محیطهای آبی | |
فاطمه کارگر1، اکرم بمانی2*، محمدحسین صیادی3، نجمه احمدپور4 1. دانش آموخته کارشناسی ارشد رشته علوم و مهندسی محیط زیست، گروه علوم و مهندسی محیط زیست، دانشکده کشاورزی و منابع طبیعی، دانشگاه اردکان، اردکان، ایران 2. دانشیار گروه علوم و مهندسی محیط زیست، دانشکده کشاورزی و منابع طبیعی، دانشگاه اردکان، اردکان، ایران 3. دانشیار گروه کشاورزی، دانشکده منابع طبیعی و محیط زیست، دانشگاه شهید باهنر کرمان، کرمان، ایران 3. دانش آموخته دکتری رشته محیط زیست، دانشکده منابع طبیعی و محیط زیست، دانشگاه بیرجند، ایران | |
تاریخ دریافت: 22/11/1401 تاریخ داوری: 27/12/1401 تاریخ پذیرش: 01/05/1402 | چکیده مقدمه: در سالهای اخیر مصرف آنتیبیوتیک ها به علت مصارف بهداشتی در ارتباط با سلامت انسان و دام بهطور قابل توجهی در سراسر جهان افزایش یافته است. حضور این ترکیبات حتی در مقادیر بسیار کم نیز می تواند اثرات نامطلوبی بر محیطزیست و موجودات زنده داشته باشد. هدف از این مطالعه مروری بر فناوریهای مختلف برای حذف آنتی بیوتیکها از محیطهای آبی با تاکید بر فنآوری های جدید می باشد. روش: در این مطالعه مروری برای دستیابی به مطالب بهروز و معتبر از مطالعات کتابخانهای و مقالات موجود در پایگاههای اطلاعاتی Google Scholar، Science direct، Springer، Scopus، Elsevier و PubMed کمک گرفته شد. یافتهها: نتایج نشان داد که سیستمهای بیوراکتور غشایی در بین روشهای بیولوژیکی علیرغم هزینه بالا بهسبب استفاده از فیلتراسیون، پساب با کیفیتتری تولید می کنند و نسبت به سایر سیستمهای تصفیه بیولوژیکی موثرتر هستند. همچنین بررسی روشهای بیولوژیکی نشان داد که راندمان حذف آنتیبیوتیکها از 40 تا 95 درصد متغیر بود. روشهای اکسیداسیون پیشرفته در سالهای اخیر گزینه مناسبی برای حذف آنتیبیوتیکها هستند که قادر به حذف کامل آنتیبیوتیکها میباشند، و همچنین فناوری ارزان و دوستدار محیط زیست میباشند. نتیجهگیری: در این بررسی، تعدادی از فناوریهای تصفیه آلایندههای آنتی بیوتیکی و مزایا و معایب آنها مورد بررسی قرار گرفت و نشان داد که فناوریهای بیولوژیکی و فیزیکو شیمیایی خصوصا فرآیندهای اکسیداسیون پیشرفته قادر به حذف آلایندههای دارویی میباشند. اگرچه کاتالیزورهای نوری با موفقیت برای تصفیه فاضلاب در مقیاس آزمایشگاهی توسعه یافتهاند، اما نیازمند تحقیقات گستردهتری تا تجاریسازی از این فرآیندها صورت میباشد.
|
از دستگاه خود برای اسکن و خواندن مقاله به صورت آنلاین استفاده کنید
DOI: | |
واژههای کلیدی: آنتیبیوتیک، آلایندههای نوظهور، لجن فعال، اکسیداسیونهای پیشرفته، تصفیه آب | |
* نویسنده مسئول: اکرم بمانی نشانی: گروه علوم و مهندسی محیط زیست، دانشکده کشاورزی و منابع طبیعی، دانشگاه اردکان، اردکان، ایران تلفن: 09133593948 پست الکترونیکی: a.bemani@ardakan.ac.ir | |
مقدمه
آب یک منبع طبیعی، کمیاب و ضروری برای زندگی انسان است که پایداری محیط زیست را نیز فراهم میکند و از لحاظ کیفی و کمی بخش مهمی برای هر اکوسیستم است. آب در مناطق مختلف جهان از لحاظ کمی و کیفی یکسان نیست. آلودگی اکثر منابع آبی در دنیا، که منجر به ایجاد اکوسیستمهای آلوده میشود و همچنین سلامت موجودات زنده و انسانها را تهدید میکنند(1). طبق دادههای WHO و UNICEF ، 780 میلیون نفر به آب آشامیدنی دسترسی ندارند، از این تعداد 185 میلیون نفر برای تأمین نیازهای روزانه خود از آبهای سطحی استفاده میكنند (2). صنعت داروسازی در چند دهه گذشته به سرعت توسعه یافته است بهگونهای که مقدار زیادی دارو در بسیاری از زمینهها مانند دامپروری و بهداشت انسان مورد استفاده قرار میگیرد (3). اگرچه استفاده از داروها فواید زیادی برای مردم به همراه داشته است، اما بهدلیل پایداری ساختاری و عدم زیست تخریب پذیری آنها خسارات زیادی را به محیط زیست وارد کرده است (4). داروها آلایندههاي نوظهوري هستند که در سراسر جهان بهطور گسترده توليد و مصرف میشوند. در سالهاي اخير، داروها در پيکرههاي مختلف محیط زیستی ازجمله آبهاي سطحی، فاضلاب و خاک باقيمانده است. این ترکیبات طبقه جدیدي از آلایندههاي بالقوه را به اثبات رساندند که ممکن است براي انسان و حيوانات سمی بوده( 5و6) و همچنین منجر به افزایش مقاومت میکروارگانیسمها اعم از باکتریها، قارچها و ویروسها شود (7).
در گذشته آنتی بیوتیکها از محصولات طبیعی تولید میگردیدند که با غربالگری آزمایشگاهی کشف شدند. اما با گذشت زمان آنتی بیوتیکهای نیمه مصنوعی نیز مورد استفاده قرار گرفتند (8). آنتی بیوتیکها را میتوان از طریق ساختار شیمیایی یا مکانیسم عملکرد آنها طبقهبندی کرد (جدول 1). با شروع تولید آنتی بیوتیکها، غلظت چندین میلیگرم در لیتر آنتی بیوتیک در پسابهای برخی از کشورهای آسیایی یافت شد. لارسون و همکاران (2007) غلظت بالایی از سیپروفلوکساسین را در پساب حاصل از یک کارخانه تولید مواد دارویی در نزدیکی حیدرآباد، هند گزارش کردند(9). آنتیبیوتیکها قادر به اثرگذاری بر جمعیت میکروبی سیستمهای فاضلاب هستند و با ورود به سیستمهای تصفیه منجربه مهار فعالیتهای باکتریایی فاضلاب شده و درنتیجه تجزیه مواد آلی بهصورت جدی تحت تاثیر قرار میگیرند (10) و همچنین ممکن است سبب ایجاد مقاومت آنتیبیوتیکی در انسان و حیوانات شوند (11). آنتی بیوتیکها هنگامی که تا حدی متابولیزه و متعاقباً دفع میشوند، بهعنوان ترکیبات اصلی و همچنین متابولیت های آنها وارد چرخه آب میشوند. بهطور کلی، 50-80٪ از کل ترکیبات اصلی از طریق ادرار و تا حدی از طریق مدفوع بهصورت مخلوطی از ترکیبات متصل به متابولیت دفع میشود(12). آنتی بیوتیکها اغلب در حین تصفیه فاضلاب بهطور کامل از بین نمیروند و سپس در آبهای سطحی وارد میشوند. مشخصات اصلی فاضلاب دارویی به شرح زیر است: (الف) غلظت زیاد آلایندههای آلی و ترکیبات پیچیده (13). (ب) مقدار بالای BOD و COD و اختلاف زیاد مقدار BOD/COD در فاضلاب (14) ؛ (ج) غلظت NH3-N و کروم بالا (15)؛ (د) شوری وغلظت مواد جامد معلق بالا(16). کاهش و به حداقل رساندن بهترین راه حل برای کاهش منابع آنتی بیوتیک در محیط است. تجویز دوز پایین میتواند در کاهش بروز هدر دارو رفتن نقش مهمی داشته باشد. همچنین با هدف قرار دادن دوز کمتر، میتوان از طریق دفع باعث کاهش ورود آنتیبیوتیکها به محیط شد (17). ایجاد آگاهی و آموزش مناسب به مردم درخصوص کاهش مصرف و استفادهی صحیح مواد دارویی میتواند ابزاری موثری برای کاهش این مواد در فاضلاب و پساب باشد. مشکلات محیط زیستی ناشی از اقدامات مراقبتهای بهداشتی در گذشته مورد توجه قرار گرفته است، اما بهدلیل عدم تعامل و مشارکت متخصصان بهداشت و محیط زیست اغلب نتوانستند راهحلهای پایدار را در خود جای دهند. در حال حاضر، دستورالعملهای فنی حاصل از مطالعات مبتنی بر سمیت محیط زیستی و ارزیابی آسیبهای محیطی می تواندکمک قابل توجهی در اولویت بندی مصرف دارو و دوز مصرفی قبل از انتشار آن در بازار داشته باشد(18).
در چند دهه گذشته، پیشرفتهای زیادی در روشهای تحلیلی صورت گرفته است که غلظتهای مواد دارویی را بسیار کم (نانو گرم در لیتر تا میکرو گرم) عنوان کرده است. حتی اگر این ترکیبات آلاینده نوظهور بهطور مداوم تحت مقررات موجود در مورد کیفیت آب قرار نگیرند، تأثیرات منفی آنها بر سلامت انسان و محیط زیست بهراحتی قابل جبران نمیباشد (23و24). خطر مربوط به حضور این آلایندهها در محیط علاوه بر سمیت حاد آنها، توانایی آنها در ایجاد مقاومت در عوامل بیماریزا و خطر تغییرات غدد درونریز به دلیل ادامه قرار گرفتن موجودات آبزی در معرض این آلایندهها میباشد(25). از طرف دیگر، این محصولات طراحی شده فعال از نظر بیولوژیکی میتوانند، حتی در غلظتهای بسیار کم بر روی ماهیان و گیاهان آبزی تأثیر بهسزایی داشته باشند. اثر هم افزایی برخی از این داروها با سایر آلایندهها نیز شناخته شده است(26و27). لذا حذف مواد دارویی با توجه به تأثیر آنها
از آب و فاضلاب ضروری است. هدف از این مطالعه، مروری بر فناوریهای مختلف برای حذف آنتی بیوتیکها از محیطهای آبی با تأکید بر فنآوریهای جدید می باشد.
مواد و روشها
روش تحقیق در مقاله حاضر بهصورت مروری-سیستماتیک میباشد و از مطالعات کتابخانهای و مقالات مرتبط و بهروز موجود در پایگاههای اطلاعاتی Google Scholar، Science Direct، Springer، Scopus، Elsevier و PubMed استفاده گردیده است. ضمن بهرهمندی از راهنماییها و نظرات اساتید اهل فن به منظور دستیابی به مقالات مورد نظر واژگان کلیدی تخریب زیستی، تخریب نوری، فرآیندهای اکسیداسیون پیشرفته، انعقاد و لختهسازی، فرآیندهای بیولوژیکی، آنتیبیوتیکها و آلایندههای دارویی مورد استفاده قرار گرفت.
جدول(1): خصوصیات فیزیک وشیمیایی انواع اصلی آنتی بیوتیکها
طبقه | ترکیب | مخفف | شماره CAS | logkow | pKa | جرم مولکولی | فرمول مولکولی | منبع | |||||
کلرامفنیکل (CP) | کلرامفنیکل تیامفنیکل فلورفنیکل | CAP TAP FF | 56-75-7 15318-45-3 76639-94-6 | 1.14 −0.27 0.37 |
| 323.13 356.22 358.21 | C12H12Cl2N2O5 C12H15Cl2NO5S C12H14Cl2FNO4 | (19) | |||||
ماکرولیدها (ML) | اریترومایسین روکسی ترومایسین | ETM RTM | 59319-72-1 80214-83-1 | 3.06 2.75 | 8.9 9.17 | 731.95 837.05 | C38H69NO12 C41H76N2O15 | (19) | |||||
سولفونامیدها (SA) | سولفادیازین سولفامرازین سولفاماتازین سولفامتوکسازول سولفاتیازول سولفاپیریدین | SD SM SMT SMX ST SP | 68-35-9 127-79-7 57-68-1 723-46-6 72-14-0 144-83-2 | −0.34 0.44 0.14 0.89 0.05 0.35 | 2.0/6.48 2.06/6.90 2.65/7.65 1.6/5.7 2.2/7.24 2.9/8.54 | 250.28 264.30 278.34 253.28 255.32 249.29 | C10H10N4O2S C11H12N4O2S C12H14N4O2S C10H11N3O3S C9H9N3O2S C11H11N3O2S | ||||||
تتراسایکلین (TC) | تتراسایکلین کلرتتراسیکلین اکسی تتراسایکلین داکسی سایکلین هیکلات | TC | 60-54-8 64-72-2 2058-46-0 24390-14-5 | −1.37 n/a −0.9 2.37 −0.46 | 3.3 3.3/7.55 9.5 3.02/7.97 | 444.43 515.34 496.90 544.98 | C22H24N2O8·HCl C22H23ClN2O8.HCl C22H24N2O8·HCl C22H24N2O9·HCl | ||||||
فلوروکینولونها (FQ) | فلوروکینولونها (FQ) انروفلوکساسین سیپروفلوکساسین افلوکساسین | NFC EFC CIP OFC | 70458-96-7 93106-60-6 85721-33-1 82419-36-1 | −0.46 0.70 0.28 −0.02 | 3.11/6.10
3.85/6.19 6.09 | 319.33 359.4 331.34 331.34 | C16H18 FN3O3 C19H22 FN3O3 C17H18 FN3O3 C18H20 FN3O3 | ||||||
ایمیدازول | مترونیدازول ، فنبندازول ، اوکسفندازول |
|
| −0.02–3.9 | 2.4 | 171.5–315.3 |
| (22) | |||||
β-لاکتام ها | پنی سیلین ها ، آمپی سیلین ، مروپنم ، سفالوسپورین ها ،سفتیوفور ، پنی سیلین G ، سفوتیانم | 334.4–470.3 | 2.7 | 0.9–2.9 |
|
|
| (22) | |||||
نتایج
بر اساس اطلاعات بهدست آمده از مقالات مورد نظر در این مطالعهی مروری در ابتدا به منابع ورود این دسته از مواد دارویی به محیط زیست اشاره و ضمن بررسی بروز آنتی بیوتیکها به روشها و فناوریهای نوین جهت حذف آنها پرداخته میشود.
1.منابع آنتی بیوتیک در محیط
در سالهای اخیر، استفاده از آنتی بیوتیکها در دامپزشکی و داروهای انسانی بسیار گسترده بوده است، و در نتیجه، احتمال آلودگی آب با چنین ترکیباتی افزایش یافته است (28). مطابق شکل 1، این آلایندهها بهطور مداوم بهعنوان ترکیبات اصلی، متابولیتها، محصولات تخریب یا هر دو شکل در محیط طبیعی تخلیه میشوند (29). آنتی بیوتیکهای مصرفی توسط انسان از طریق دفع ادرار و یا مدفوع به فاضلاب تخلیه و در نهایت به تصفیهخانههای فاضلاب در محیط وارد می شوند. با این وجود بسیاری از شبکههای تصفیهخانههای فاضلاب تجهیزاتی برای حذف ریزآلایندههای بسیار قطبی مانند آنتی بیوتیک ها را در نظر نگرفتهاند (30 و 31)، این مواد میتوانند به آبهای سطحی منتقل شده و پس از شستشو به آبهای زیرزمینی وارد شوند. لجن تولید شده در شبکههای تصفیهخانه به عنوان کود خاک استفاده میشود و در صورت استفاده بهعنوان کود میتواند مشکلاتی را ایجاد کند. برخی دیگر از منابع آلودگی قابل توجه، استفاده مستقیم آنتیبیوتیکهای دامپزشکی از طریق اجرای آن در سیستم پرورش آبزیان است. حذف نامناسب داروهای مصرف نشده و منقضی شده نیز می تواند به عنوان نقاط قابل توجهی از آلودگی در نظر گرفته شود که مستقیماً از تخلیه فاضلاب یا رسوب دفن زباله، پسابهای پسماند حاصل از تولید یا ریختن تصادفی حین ساخت یا توزیع به دست می آیند(32).
2. بروز آنتی بیوتیک در محیط زیست
استفاده بیرویه از داروها موجب حضور فراگیر آنها در محیط زیست شده است بهگونهای که تقریباً تمام جهان وجود آنها را در سیستمهای طبیعی و مصنوعی تأیید کردهاند(34). تحقیقات گستردهای در مورد حضور آنتی بیوتیکها در محیط صورت گرفته است (جدول 2). با توجه به سایر داروها، غلظت آنتی بیوتیکهای اندازهگیری شده در کشورهای مختلف در محدوده یکسان غلظت در بخشهای مختلف یافت شده است (35 و 36). گروههای آنتی بیوتیکی که تاکنون مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفته اند، شامل برخی موارد میباشد که درجه اول ماکرولیدها، آمینوگلیکوزیدها، تتراسایکلین ها، سولفونامیدها، سولفانیل آمیدها و کینولون ها هستند (37 و 38).
3. راههای حذف و تخریب آنتی بیوتیکها در محیط
از بین بردن آنتی بیوتیکها بسته به خواص فیزیکی و شیمیایی آنها و نتیجه سرنوشت و مسیرهای تخریبشان متفاوت است. در تصفیهخانههای متداول فاضلاب، آنتیبیوتیکها تحت فرآیندهای مکانیکی، شیمیایی و بیولوژیکی قرار میگیرند. کارایی حذف تصفیه فاضلاب متداول به طور قابل توجهی متفاوت است و آنها برای حذف آلاینده های نوظهور مانند آنتی بیوتیکها طراحی نشدهاند.
4. فناوریهای حذف آنتی بیوتیکها از محیط های آبی
4-1.فرایندهای فیزیکوشیمیایی
4-1-1.فرآیند کواگولاسیون یا انعقاد
فناوری کواگولاسیون یا انعقاد به دلیل قابلیت اطمینان اقتصادی، اولین انتخاب فناوریهای تصفیه فیزیکی-شیمیایی است، که امروزه بهطور گسترده در داخل و خارج از کشور استفاده میشود. این فرآیند تحت تأثیر خنثیسازی بار و انعقاد با افزودن مواد شیمیایی است (48)، که پایداری کلوئیدها در فاضلاب از بین می رود و طی فرآیند به هم پیوستگی، پیوند و رسوب کلوئیدی رخ داده و سرانجام از فاضلاب جدا میشوند. در این فرآیند منعقد کنندههای مشترک به دو دسته تقسیم می شوند: منعقد کننده نمک معدنی، عمدتاً آلومینیوم (سولفات آلومینیوم و آلوم) و نمکهای آهن (کلرید آهن و سولفات آهن) و منعقد کنندههای پلیمری که میتوانند به مواد معدنی (PAC ، PFS و غیره) و مواد آلی (پلی آکریل آمید و غیره) تقسیم شوند. افزودن مواد منعقد کننده، سبب جذب و لختهسازی آلایندهها در فاضلاب و بهبود تجزیه بیولوژیکی میشود. در مطالعهای که طی سال 2019 توسط اسدی و احمدی برای بررسی کارایی فرآیند انعقاد در حذف داروی سیپروفلوکساسین صورت گرفت مشخص شد که پلی آلومینیوم کلراید دارای راندمان قابل قبولی برای حذف این دارو طی فرآیند انعقاد و لخته سازی بوده و همچنین دریافتند که انعقاد بهعنوان روشی کارآمد برای حذف آنتیبیوتیکها از محلولهای آبی میباشد (49). با اینحال، این فرآیند سرعت پایینی در حذف مواد محلول دارد و علاوه بر تولید مقدار زیادی لجن شیمیایی، موفق به حذف کامل عوامل بیماریزا و مواد سمی کمیاب نمیشود. درنتیجه، اغلب بهعنوان پیش تصفیه در تصفیه فاضلاب استفاده میشود.4-1-2.شناور سازی (Flotation)
فرآیند شناورسازی روش مؤثری برای جداسازی از طریق دستیابی به تعداد زیادی از حباب های ریز در آب است که باعث میشود غلظت آلایندههای مشابه در فاضلاب بچسبد، پس از شناورسازی در سطح، جداسازی و حذف آلایندهها انجام میشود(50). با توجه به روشهای مختلف تولید حبابهای کوچک، فرآیند شناورسازی را میتوان به شناورسازی الکترو، شناور سازی هوا و شناور سازی هوای محلول تقسیم کرد. در سال 2017 بر اساس پژوهشی که توسط کرد مصطفیپور و همکاران در خصوص میزان کارایی استفاده از روش شناورسازی با هوای محلول در حذف آنیلین و پنیسیلین صورت گرفت دریافتند که این روش به ترتیب برای پنیسیلین و آنیلین دارای راندمان 45/67 و 95 درصد است (51). فرآیند شناور سازی معمولاً برای جداسازی ذرات کوچکی که تراکم آنها نزدیک یا کوچکتر از آب است استفاده میشود. مزیت این روش سرمایهگذاری کمتر، مصرف انرژی کم، فرآیند ساده، نگهداری آسان است.
|
شکل 1. راههای ورود آنتی بیوتیک به محیط زیست (33) |
جدول(2):حضور آنتی بیوتیک ها در آب و فاضلاب
آنتی بیوتیکها | پساب تصفیهخانه فاضلاب (نانوگرم در لیتر) | آب سطحی (نانوگرم در لیتر) | آب زیرزمینی * (نانوگرم در لیتر) | منبع |
پنی سیلین | بالاتر از 200 | بالاتر از 3 | - | |
ماکرولاید | بالاتر از700 | بالاتر از20 | بالاتر از2 | |
اریترومایسین | بالاتر از 289 | - | 49 | |
کلاریترومایسین | 328 | 65 | - | |
روکسی ترومایسین | 72 | - | 26 | |
سیپروفلوکساسین | 106 | 9 | - | |
نورفلوکساسین | 101 | 120 | - | |
افلوکساسین | 82 | 20 | - | |
سولفامتوکسازول | 2000 | 480 | 470 | |
تتراسایکلین | 20 | 1 | - | |
کلرترتراسیکلین | - | 690 | - | |
کلرامفنیکل | 560 | 60 | - | |
تیلوزین | - | 8/2 | - |
4-1-3.جداسازی غشایی
فرآیند جداسازی غشایی روشی است که شامل دیفیوژن- دیالیز، الکترودیالیز، اسمز معکوس و اولترافیلتراسیون است که از انرژی خارج یا اختلاف پتانسیل شیمیایی بهعنوان نیروی محرک برای جدا کردن آلودگیها از فاضلاب استفاده میگردد (52). نتایج مطالعهای که بر روی حذف آنتیبیوتیک سفکسیم از پساب کارخانهجات آنتیبیوتیکسازی توسط سیستم غشایی میکروفیلتر، نانو فیلتر، اسمز معکوس و کربن فعال انجام شد نشان داد که درصد حذف سفکسیم برای غشا نانو فیلتر و اسمز معکوس بهترتیب 93% و 99% بوده و همچنین مشخص شد که در غلظتهای بالای آلودگی پدیده قطبش در غلظت رخ میدهد که سبب کاهش عملکرد غشا شده پس بهتر است از غلظتهای بالا اجتناب نمود (53). جداسازی غشایی میتواند با فاضلابهایی که تصفیه آنها با روشهای سنتی دشوار است مقابله کند و تغییر کیفیت آب تأثیر زیادی در اثر تصفیه نخواهد داشت. از مزایای این روش فرآیند ساده، عملکرد مناسب و عدم تغییر در ماهیت فاضلاب است، اما در حال حاضر گران بودن ماژول غشایی و فرسایشی که در اثر آلودگی ایجاد میشود از مشکلات این روش محسوب میشود.
4-1-4.جذب
فرآیند جذب روشی است که از مواد جامد متخلخل (مانند کربن فعال وسیلیکاژل) برای جذب آلایندههای موجود در فاضلاب استفاده میکند تا آلایندهها بازیابی یا حذف شوند، در اینصورت فاضلاب تصفیه میشود (54). معمولا فرآیند جذب سطحی برروی کربن فعال انجام میگیرد و برای حذف آنتیبیوتیکها نیز استفاده شده است و دارای راندمان جذب 90 درصد میباشد که بیانگر ظرفیت و سطح جذب بالای آن است (55 و56). در سال 2010 مطالعهای توسط کیم و همکاران انجام شد و جذب آنتیبیوتیکها توسط کربن فعال به صورت گرانولی و پودری مورد بررسی قرار گرفت و جذب برای حالت پودری و گرانولی به ترتیب 100% و 92% گزارش شد(57). در مطالعهای دیگر، ززولی و همکاران در سال 2013 به میزان جذب آنتیبیوتیک پنیسیلین از محلول آبی توسط کانولای اصلاح شده پرداختند، نتایج این پژوهش نشان داد که حداکثر راندمان جذب برای غلظتهای بالاتر جاذب (8 گرم بر لیتر و 3pH=) تا بالای 97 درصد نیز صورت گرفتهاست البته شایان ذکر میباشد که درصد جذب به پارامترهای دیگری مثل غلظت پنیسیلین، زمان انجام واکنش و دیگر موارد نیز بستگی دارد و در نهایت مشخص شد که کانولا میتواند بهعنوان یک جاذب ارزان و مؤثر در حذف پنیسیلین از پساب صنایع بهکار برده شود(60). بهطور کلی جذب میتواند غلظت مواد آلی ازجمله داروها در فاضلاب را کاهش دهد و ضمن بازیابی مواد مفید فرآیند بیوشیمیایی را بهبود بخشد.(31). با این حال، هزینه جاذب زیاد است و بازسازی جاذب نیاز به مطالعه بیشتری دارد.
4-1-5.الکترولیز
در این روش با استفاده از جریان الکتریکی، مجموعهای از واکنشهای شیمیایی اتفاق میافتد تا خاصیت و ساختار آلایندههای آلی موجود در فاضلاب تغییر یابد در حقیقت طی این فرآیند میتوان با هیدروژن و اکسیژن تولید شده در دو سطح الکترود، آلودگیهای موجود در فاضلاب را اکسید و کاهش داد. در الکترولیز، سازوکارهای متنوعی وجود دارد، مهمترین نقش الکتروشیمیایی، همراه با شناور سازی و لختهسازی، بهمنظور حذف آلایندههای موجود در محیطهای آبی است(61). مجیدی و همکاران در سال 2016 مطالعهای با هدف بررسی تأثیر سونوالکتروفنتون بر حذف داروی سیپروفلوکساسین از محیط آبی انجام دادند و نتایج نشان داد که استفاده همزمان فرآیند اولتراسونیک با الکتروفنتون سبب افزایش راندمان حذف تا 97 درصد میشود (59). همچنین در سال 2019 براساس مطالعهای که ملکوتیان و همکاران برروی حذف داروی مترونیدازول از فاضلاب توسط راکتور بستر سیال شده با میکروالکترولیز آهن/ زغال انجام دادند متوجه شدند که این سیستم برای فاضلاب واقعی و محلول سنتزی به ترتیب دارای راندمان حذف 78 و 90 درصد بوده و لذا حذف مؤثری آنتیبیوتیکها از محلولهای آبی صورت گرفته و برای مقیاس صنعتی نیز دارای کاربرد میباشد (60). فرآیند الکترولیز دارای مزایایی چون بهرهبرداری ساده، تولید پساب با کیفیت پایدار، اثر رنگزدایی تحت تأثیر و پوشش کمتر سطح است اما بهدلیل مصرف زیاد انرژی زیاد نیازمند هزینههای مربوط به پردازش میباشد.
4-2.فرآیندهای بیولوژیکی
4-2-1.سیستم ناپیوسته متوالی(SBR)
راکتور ناپیوسته بهطور کامل بر روی الگوی جریان مخلوط میشود، که یک نوع راکتور "تزریق آب - واکنش - زهکشی" است. این نوعی فناوری تصفیه فاضلاب، لجن فعال است که با هوادهی متناوب کار میکند و شامل: تزریق، واکنش، رسوب، زهکشی، کاهش میباشد. تمام فرآیندها به نوبت و درون یک راکتور با دستگاه همزن هوادهی انجام میشود، بنابراین نیازی به مخزن رسوب جداگانه نیست (16). این روش از مزایای فرآیند ساده، عملکرد انعطاف پذیر، نگهداری و مدیریت ساده، انطباق زیاد با مقاومت در برابر ضربه و کیفیت پساب پایدار برخوردار است، بنابراین برای تصفیه فاضلاب با نوسانات زیاد کیفیت و مقدار آب مناسب است. با اینحال، فرآیند SBR برای انجام رسوب و جداسازی لجن نیازمند زمان زیادی است، و در هنگام تصفیه فاضلاب با غلظت بالا که لازم است غلظت بالای لجن حفظ شود، حجیم شدن با ویسکوزیته بالا اتفاق می افتد(66).
4-2-2.بستر لجن بیهوازی(UASB)
فرآیند بستر لجن بیهوازی با جریان بالا یک فناوری تصفیه بیولوژیکی بیهوازی است که راکتور آن عمدتاً از سیستم توزیع آب نفوذی، منطقه واکنش، جدا کننده سه فاز، محفظه گاز و سیستم تخلیه آب تصفیه شده تشکیل شده است. در پایین راکتور، غلظت بالایی از لجن فعال وجود دارد که با عبور فاضلاب از راکتور در جهت پایین به بالا، بیشتر آلایندههای آلی را به CH4 و CO2 تبدیل میکند. بهدلیل هم زدن گاز و چسبندگی حبابها به لجن، یک لایه تعلیق لجن در بالای لایه لجن تشکیل میشود که برای تکمیل جداسازی فازهای گاز، مایع و جامد به جداکننده سه فاز نیاز دارد (67). راکتور UASB دارای مزایای ساختار ساده ، ظرفیت پردازش زیاد ، بدون هم زدن مکانیکی، اثر تصفیه خوب و هزینه کم سرمایه گذاری است. با اینحال، این امر در کشت میکروبی دشوار و در مدیریت پیچیده است. در مرحله اولیه راهاندازی، جریان متناوب باید تماس کافی بین سلولهای باکتری و ماتریس ناشی از تولید ناکافی گاز را جبران کند(68).
فرآیند لجن فعال در سیستمهای بیولوژیکی بهطور گستردهای برای تصفیه پسابهای صنعتی مورد استفاده قرار میگیرد. این سیستمها بهصورت هوازی یا بیهوازی به تخریب ترکیبات آلی میپردازند و نیازمند نظارت مداوم دما و اکسیژن میباشند (33) که در جدول 3 برخی مطالعات انجامشده در حذف بیولوژیکی آنتیبیوتیکها آورده شده است:
4-2-3.بیوراکتور غشایی(MBR)
فرآیند بیوراکتور غشایی ترکیبی از فناوری غشا و تصفیه بیولوژیکی فاضلاب است که بهجای مخزن رسوب ثانویه از غشای بالای فیلتراسیون برای دستیابی به جداسازی مایع و لجن استفاده میکند. این فرآیند بهعنوان یک فناوری تصفیه فاضلاب که با غلظت و جداسازی یکپارچه شده است، میتواند لجن فعال و آلایندههای دارویی را توسط دستگاه جداسازی غشا جدا کرده و بر مشکل انبساط لجن در فرآیند لجن فعال شده سنتی غلبه کند(69). علاوهبر این، میتواند زمان نگهداری هیدرولیک و زمان ماند لجن را با انعطاف پذیری کنترل کند، غلظت لجن فعال را در مخزن هوادهی افزایش دهد تا سرعت تخریب بیولوژیکی را بهبود بخشد و به کنترل اتوماتیک دست یابد. این امر علاوه بر بهبود کارایی حذف آلایندهها، در بسیاری از موارد باعث بازیافت مستقیم پساب میشود (70). در مطالعهای کیمورا و همکاران در سال 2005 میزان حذف ترکیبات دارویی توسط بیوراکتورهای غشایی را بررسی کردند و دریافتند که واحد انعقاد و لختهسازی تأثیر قابل توجهی در حذف این مواد نداشت اما داروی ایبوپروفن بهصورت کامل توسط تصفیه بیولوژیکی حذف شد و همچنین علیرغم عدم حذف دیکلوفناک و دیکلوپروپ توسط فرآیند لجن فعال و MBR، برای داروهای ناپروکسن، کتوپروفن و مفنامیک اسید دارای علمکرد بهتری است (71). بیوراکتور غشایی از مزایای توانایی جداسازی زیست توده میکروبی قوی، پایداری عملکرد بالا و کیفیت پساب بالا برخوردار است. با اینحال، هنوز هم برخی از معایب مانند هزینههای بالا، آلودگی آسان ماژول غشا، عمر مفید محدود غشا وجود دارد(72). در جدول 4 مزایا و معایب این تصفیه های رایج بطور خلاصه شرح داده شده است:
4-3.فرآیندهای شیمیایی
4-3-1.فرآیند اکسیداسیون پیشرفته (AOP)
از آنجا که سیستم روشهای تصفیه متدوال برای تصفیه آلایندههای نو ظهور در آب، مانند آنتیبیوتیکها، با توجه به ساختار پیچیده و ثبات شیمیایی بالایی که دارند، کارایی چندانی ندارند و نمیتوانند زمینه را برای تخریب کامل آنها فراهم کنند، در نتیجه، لازم است سیستمهای مدرنتری مانند فرآیندهای اکسیداسیون پیشرفته (AOP) اتخاذ شود. امروزه اجرای برنامههای تولید پاک با هدف کاهش پسابهای آلاینده و بهویژه استفاده از فناوریهای پایدار محیط زیست در فرآیندهای صنعتی، از اهمیت بالایی برخوردار است(73) لذا استفاده از فناوری های AOP در حال توسعه است. AOP ها فناوریهای جدید تصفیه آب هستند که با توجه به قابلیت کاربردیشان مورد استفاده قرار گرفتهاند (74) و گروهی از روشهای بسیار کارآمد را برای تصفیه آب و فاضلاب تشکیل می دهند (75).
در طول اکسیداسیون آلایندههای آلی، هدف تولید مولکولهای معدنی ساده و نسبتاً بیضرر است (76). این فرآیندها عمدتاً بر اساس تولید "in situ" رادیکال هیدروکسیل(OH) میباشد که یک اکسیدان بسیار قوی است، و در غلظتهای کافی به اندازه کافی برای تأثیر بر کیفیت آب مشخص میشود. ر ادیکالهای هیدروکسیل در گروه اکسیدانهای قدرتمند بهینه هستند زیرا مجموعه ای از نیازها را برآورده میکنند(1):
· آلایندههای ثانویه تولید نمی کنند.
· آنها سمی نیستند و طول عمر بسیار کمی دارند.
· برای قطعات تجهیزات خورنده نیستند.
· کاربرد آن ساده است.
فرآیندهای AOP به اثربخشی رادیکال OH بستگی دارد، که دومین گونه شناخته شده با قدرت اکسیدان بالاتر پس از فلور است (77). در شرایط عملیاتی بهینه، بهعنوان مثال زمان تماس کافی، میتواند آلاینده مورد نظر را به CO2 و H2O، پایدارترین محصولات نهایی اکسیداسیون شیمیایی و مواد معدنی تبدیل کند. بههمین دلیل، تعریف فوق العاده AOPs در مورد فرآیندهای شیمیایی این است که آنها بهطور کامل بهعنوان "سازگار با محیط زیست" توصیف میشوند (78). تصفیه با AOPs را میتوان در دو مرحله توضیح داد: یکی تولید رادیکالهای هیدروکسیل و دیگری واکنش اکسیداتیو این رادیکالها با مولکولها (79). آلایندههای آلی محلول را میتوان توسط AOPs به CO2 و H2O تبدیل کرد. مهمترین مزیت فرآیندهای اکسیداسیون پیشرفته این است که دوستدار محیط زیست هستند (76و 80).
یکی از طبقهبندیهای احتمالی AOP ها بر اساس منبع تولید گونه های اکسید کننده یعنی روش تولید رادیکال های هیدروکسیل است. تولید رادیکال هیدروکسیل ممکن است با استفاده از UV ، UV/H2O2 ، UV/O3 ، TiO2/H2O2 ، Fe+2/H2O2 و طی یک یا دو فرآیند انجام شود (81). در واقع فرآیندهای اکسیداسیون شیمیایی را میتوان در دو گروه طبقه بندی کرد: (1) AOP غیر فتوشیمیایی(شامل ازن، ازن/ پراکسید هیدروژن ،اولتراسونیک و فرآیندهای فنتون) و(2) AOP با استفاده فرآیند فتوشیمیایی(فرآیندهای همگن و ناهمگن) (82).
4-3-1-1.فرآیند اکسیداسیون شیمیایی با استفاده از ازن
ازن یک اکسید کننده قوی است که قادر به واکنش با تعداد زیادی از ترکیبات آلی و غیرآلی است و به طور فزاینده برای تصفیه فاضلاب استفاده میشود (83) . پتانسیل اکسیداسیون بالای آن (E=2.08V) و عدم تشکیل محصولات جانبی خطرناک در طی فرآیند تصفیه، اهمیت این روش را در تصفیه آب و فاضلاب طی دهههای گذشته افزایش داده است.
جدول(3): حذف آنتیبیوتیکها توسط فرآیندهای بیولوژیکی
نوع سیستم | شرایط | دارو | راندمان حذف (%) | منبع |
هضم بیهوازی | pH= 6.5-7.8 راکتور بیهوازی با جریان رو به بالا دوره بازگست: 2 تا 4 روز | تیلوزین | 95 | |
هضم بیهوازی | pH= 7.5 دما= 35 طول دوره: 33روز | کلروتتراسایکلین | 75 | |
سیستم ناپیوسته متوالی | چرخه 6ساعته با 2دقیقه غذادهی، 100دقیقه شرایط بیهوازی و 200 دقیقه هوازی رمان ماند هیدرولیکی: 16.5 ساعت | تتراسایکلین | 40< | |
بیوراکتور غشایی | - | سیپروفلوکساسین | 6/88 | |
بیوراکتور غشایی | - | آزیترومایسین | 4/91 |
جدول (4): مزایا و معایب انواع مختلف تصفیه آب
| تصفیه فیزیکی یا فیزیکوشیمیایی | تصفیه بیولوژیکی | تصفیه شیمیایی |
نوع آلاینده | صنعتی (آلی ، معدنی ، فلزات) | صنعتی و خانگی (غلظت کم آلی و برخی مواد غیرآلی) | صنعتی (آلی ، معدنی ، فلزات) |
روشها | فیلتراسیون جذب هوای شناور استخراج گوالکواسیون ته نشینی | بیهوازی هوازی لجنهای فعال | اکسیداسیون حرارتی(احتراق) اکسیداسیون شیمیایی تبادل یونی رسوب شیمیایی |
مزایا | هزینه کم سرمایه نسبتاً ایمن کار با آن آسان است | نگهداری آسان نسبتاً ایمن از بین بردن محلول آلایندهها کار با آن آسان است | درجه بالایی از تصفیه از بین بردن آلایندههای محلول |
معایب | انتشارمواد فرار هزینه انرژی بالا تعمیر و نگهداری مجتمع | انتشارمواد فرار به از بین بردن لجن های باقیمانده حساس به سموم یا آنتی بیوتیکها | هزینههای بالای سرمایه و بهرهبرداری عملیات دشوار |
ازن به دو روش مختلف مستقیم(واکنش مستقیم با ازن محلول (O3) و غیرمستقیم(از طریق تشکیل رادیکال ها (OH).) با مواد واکنش میدهد. این دو مسیر واکنش توسط انواع مختلف سینتیک مدیریت شده و منجر به تولید محصولات مختلف اکسیداسیون میشوند (84). گسترش هر دو مکانیزم در طول تخریب یک ترکیب به عواملی مانند ماهیت آلاینده ، دوز ازن یا pH محیط بستگی دارد. در شرایط اسیدی (pH <4) ازن زدایی مستقیم وجود دارد (واکنش 1):
مقادیر بالای pH (> 11) باعث کارایی بیشتر میشود و ازن با تمام ترکیبات آلی و غیر آلی موجود در محیط واکنش به طور تصادفی رفتار میکند (85). مکانیسم واکنش ساده ازن در pH بالا در زیر آورده شده است(واکنش 2):
اگر اکسیداسیون با واسطه O3 تحت pH اسیدی یا تقریباً خنثی انجام شود، تخریب آلایندهها عمدتاً از طریق واکنش های مستقیم بین O3 و مولکول های آلی اتفاق میافتد. چندین پارامتر عملیاتی بر تشکیل O3 و تبدیل به رادیکال های OH∙ تأثیر میگذارند. از بین این پارامترها، ساختار شیمیایی آلاینده، غلظت آلاینده، کیفیت پساب، pH و دما باید در نظر گرفته شوند.
4-3-1-2.فرآیند ازن/پراکسید هیدروژن (O3/H2O2)
سیستم اکسیداسیون ترکیبی O3/H2O2 در مواردی که واکنش مستقیم آلاینده ازن از یک سیستم حرکتی کند بهدلیل مشکلات انتقال ماده مایع گاز-مایع برخوردار است، بازدهی بالاتری نسبت به ازن تولید میکند(84). مکانسیم تخریب پراکسید هیدروژن/ ازن ميتواند در مقایسه با روش ازن به تنهایی بازده بالاتری داشته باشد و H2O2 ضمن افزايش درصد تجزيه O3 در آب، منجر به تولید تعداد بيشتري از راديكالهاي OH• بسيار واكنشدهنده در محلول واکنش شود (86 و87 ). بهدلیل هزینه بالای تولید ازن، این ترکیب فرآیند را از نظر اقتصادی عملی میکند (88). عوامل مختلفی از جمله مصرف انرژی، حلالیت کم ازن در آب و حساسیت آن به چندین عامل فرآیند پراکسید هیدروژن/ ازن را محدود میکنند. در زیر مکانیسم کلی فرآیند فرآیند پراکسید هیدروژن/ ازن آورده شده است(واکنش 3):
pH محلول نیز مانند فرآیند ازون برای خروجی فرآیند بسیار مهم است. بهطوریکه بالاترین میزان تولید رادیکالهای هیدروکسیل با افزودن پراکسید هیدروژن به محلول آبی O3 در شرایط pH بالا بدست خواهد آمد (89). در مطالعهای گیانگ و همکاران(2010) حذف دو آنتی بیوتیک لینکومایسین و اسپکتینومایسین با استفاده از ازون مورد بررسی قرار دادند. نتایج نشان داد که ازن با آنتی بیوتیکهای انتخاب شده به سرعت واکنش نشان میدهد و سرعت واکنش به میزان قابل توجهی به pH محلول بستگی دارد. بهطوریکه برای لینکومایسین، ازن به ترتیب به گروه آمین آزاد و گروه گوگرد با ثابت بودن سرعت مطلق 76/2 × 106 M-1·s− 1 (برای فرم خنثی) و 26/3 × 105 M−1·s− 1 (برای فرم مونوپروتونات) حمله میکند. در حالیکه برای اسپکتینومایسین، ازن به ترتیب به دو گروه آمین آزاد با ثابت سرعت مطلق 2/1 × 106 M−1·s− 1 (برای فرم خنثی) و 30/3× 105 M−1·s− 1 (برای فرم مونو پروتونات) حمله میکند. این ثابتهای سرعت در مقاومت یونی صفر اصلاح شدهاند. آمین پروتون شده نسبت به ازن غیرفعال است. بنابراین میتوان بیان کرد که لینکومایسین و اسپکتینومایسین میتوانند به طور مؤثر توسط فرآیندهای ازن در pH خنثی حذف شوند(20).
4-3-1-3.فرآیند فنتون
واکنش فنتون به عنوان واکنش آهن (Fe (II)) با H2O2 شناخته میشود (90). معرف فنتون دارای ظرفیت اکسیداسیون زیادی نسبت به طیف وسیعی از مواد آلی آروماتیک (فنل، پلی فنول و غیره) و ترکیبات آلیفاتیک (الکل ها، آلدهیدها و غیره) است. گونه اصلی اکسید کننده، رادیکال هیدروکسیل است که در واکنش اولیه بین پراکسید هیدروژن و نمکهای + Fe 2 تولید میشود (14). رادیکال OH• از طریق عامل واکنش بین نمکهای H2O2 و + Fe 2ایجاد میشود(واکنش 4). بنابراین، رادیکال هیدروکسیل تشکیل شده میتواند با Fe (II) واکنش دهد و یون فریک (Fe (III)) را ایجاد کند (واکنش 5). به عنوان یک گزینه، رادیکالهای هیدروکسیل قادر به واکنش با آلایندههای آلی و شروع اکسیداسیون در یک جریان فاضلاب هستند (واکنش 6) همچنین مطابق واکنش 7 در pH بین 7/2 و 8/2 می توانند منجر به تخریب + Fe 3 به + Fe 2 شوند.
در این شرایط، آهن را میتوان به عنوان یک کاتالیزور واقعی در نظر گرفت (واکنش 8) (91). در غیاب نمک آهن یا فریک، هیچ شواهدی از تشکیل رادیکال هیدروکسیل وجود ندارد. با افزایش غلظت آهن، میزان اکسیداسیون ترکیبات آلی تا جایی افزایش مییابد که افزایش اضافی غلظت آهن بیاثر است. بازده فرآیند با pH محلول که مقادیر مطلوب آن بین 2 تا 4 و همچنین نسبت کاتالیزور در محلول است ارتباط دارد (73). سرعت واکنش در فرآیند فنتون با افزایش دما افزایش مییابد، که این اثر در دماهای زیر 20 درجه سانتیگراد بارزتر میشود. با اینحال ، هنگامیکه دما به 40-50 درجه سانتیگراد افزایش مییابد، اثربخشی معرف کاهش پیدا میکند. این بهدلیل تجزیه سریع H2O2 به اکسیژن و آب است. از نظر عملی، بیشترین کاربردهای تجاری این معرف در دمای بین 40-20 درجه سانتیگراد اتفاق میافتد. مزایای این روش در تصفیه آب / فاضلاب شامل کاریردی ساده و قابل انعطاف، مواد شیمیایی با کاربرد آسان و نسبتاً ارزان و همچنین عدم نیاز به انرژی ورودی است (92). اثر شرایط عملیاتی فرآیند فنتون در بهبود تجزیه بیولوژیکی و معدنی شدن آنتیبیوتیکهای آموکسیسیلین، آمپیسیلین و کلوکساسیلین در محلول آبی بررسی شد. نتایج نشان داد که کارایی بالای حذف برای محلول آبی حاوی 104، 105 و 103 میلیگرم در لیتر به ترتیب برای آموکسیسیلین، آمپیسیلین و کلوکساسیلین در شرایط بهینه 3/0 گرم در لیتر فنتون و pH 3 اتفاق میافتد. این مطالعه نشان داد که فرآیند فنتون میتواند برای پیش تصفیه فاضلاب آموکسیسیلین، آمپیسیلین و کلوکساسیلین برای تصفیه بیولوژیکی استفاده شود(99).
4-3-1-4.فرایند اولتراسونیک
امواج التراسونیک به عنوان انواع امواج مکانیکی طبقهبندی میشوند که در آنها نوسان فرکانس فراتر از محدوده شنوایی انسان است (20HZ-20KHZ). این امواج با داشتن ویژگیهای خاص، عملکردهای متنوع و جالبی را ارائه میدهند. بنابراین، امواج مافوق صوت، دارای خصوصیات انحراف، انعکاس ، نفوذ پذیری و پراش هستند. روشهای مختلفی برای تولید این امواج وجود دارد(93 و 94).
یکی از ویژگیهای این روش، تأثیر بر روی مواد آلی با حلالیت کم یا فرار بودن زیاد و همچنین تأثیر آن بر ریز آلایندهها مانند داروها است(95). همچین در این فرآیند تأثیر بسیاری از فاکتورها بر روی کارآیی آن مانند فرکانس صوت، تراکم صوتی، نوع و ماهیت آلاینده ، دمای آب و ماتریس آب وجود دارد(96). حذف آلاینده دارویی از محلولهای آبی توسط فرآیند اولتراسونیک در حضور نانوذرات دی اکسید تیتانیوم و همچنین پراکسید هیدروژن انجام شد. بالاترین تخریب ایبوپروفن 58/92٪ بود که در فرکانس 35 کیلوهرتز، زمان ماند 90 دقیقه و pH =3 اتفاق افتاد. یافتههای حاصل از این مطالعه نشان داد که امواج فراصوت همراه با نانوذرات دی اکسید تیتانیوم بیشترین بازده را برای تخریب آلاینده دارویی از محلول های آبی داشتهاند. علاوهبر این، پارامترهای غلظت پراکسید هیدروژن، pH، فرکانس اولتراسونیک، کل کربن آلی و زمان فراصوت در تخریب آلاینده مؤثر بوده است(93). در جدول 5 بخشی از مطالعات صورت گرفته در حذف آلایندههای آنتیبیوتیکی توسط فرایندهای اکسیداسیون شیمیایی آورده شده است:
4-3-2-فرآیندهای اکسیداسیون فتوشیمیایی
4-3-2-1.فتولیز
روشهای فوتولیتیک برای تخریب آلایندههای محلول در آب مبتنی بر تأمین انرژی به ترکیبات شیمیایی به صورت تابش است که توسط مولکولهای مختلف جذب میشود و برای مدت زمان لازم برای انجام واکنشهای مختلف شیمیایی به حالتهای برانگیخته میرسد (106). مولکولها، انرژی تابشی را به صورت واحدهای کوانتیزه به نام فوتون جذب میکنند، که انرژی مورد نیاز برای تحریک الکترونهای خاص و تشکیل رادیکالهای آزاد را فراهم میکند و یکسری واکنشهای زنجیرهای برای تولید محصولات واکنش دارند. این رادیکالهای آزاد میتوانند با انتقال الکترونیکی از حالت برانگیخته مولکول آلی به اکسیژن مولکولی، و در نتیجه رادیکال سوپراکسید (−2 O ∙) ، یا سایر معرفهای شیمیایی مانند ازن یا پراکسید هیدروژن ایجاد کنند. بنابراین رادیکالهای هیدروکسیل تولید میشوند(107). این روشهای فتولیتیک به دلیل داشتن انرژی بیشتر فوتونهایشان که در معادله پلانک نشان داده شده است، از اشعه ماورا بنفش استفاده می کنند (معادله 1).
که Eλ انرژی فوتونی است که به طول موج (λ) تابش مرتبط است. h ثابت پلانک و c سرعت نور است. بنابراین، فوتولیز مستقیم شامل برهم کنش نور با مولکولها برای ایجاد تفکیک آنها به قطعات سادهتر است. بههمین دلیل، در هر فرآیندی که در آن از اشعه ماورا بنفش استفاده میشود، میتوان فتولیز انجام داد. شدت و طول موج تابش یا عملکرد کوانتومی ترکیبی که باید از بین برود، عواملی هستند که بر عملکرد فرآیند تأثیر میگذارند. معمولاً از لامپ های بخار جیوه بهعنوان منبع تابش UV، استفاده میشود (108). تجزیه نوری غیر مستقیم بهدلیل اکسیداسیون توسط رادیکالهایی است که هنگام تحریک نور برخی از مولکولها تولید میشوند ، و بهعنوان حساسیت به نور شناخته می شوند. مواد آلی محلول - به ویژه اسیدهای هیومیک و فولویک - و یونهای نیترات دو نمونه از موارد حساس به نور هستند که معمولاً در محیطهای آبی یافت میشوند(109). حذف سفازولین (CFZ) و سفافیرین (CFP)، سفالکسین (CFX) و سفادرین (CFD) با استفاده از فرآیند فتولیز انجام شد. نتایج نشان داد که بیکربنات باعث افزایش تخریب نوری CFD و CFX در محیطهای طبیعی آب میشود. دراین مطالعه همچنین TOC و محصولات جانبی مورد بررسی و شناسایی قرار گرفت. فوتولیز مستقیم منجر به معدنی شدن ترکیباتCFD ، CFX و CFP شد. تغییر شکل (بدون معدنی شدن) تمام سفالوسپورین ها از طریق فتولیز مستقیم مشاهده شد و منجر به ایجاد محصولات جانبی با سمیت کمتر گردید. همچنین مشخص شد که CFZ بعد از فقط چند ساعت شدیدترین سمیت حاد را به نمایش میگذارد، که ممکن است تا حد زیادی به قسمت 5-متیل-1،3،4-تیادیازول-2-تیول آن نسبت داده شود(110). در مطالعهای دیگر تخریب چهار آنتیبیوتیک از گروه بتالاکتام از جمله آموکسیسیلین، آمپیسیلین، پنیسیلین V و پیپراسیلین با استفاده از فتولیز و تحت شرایط شبیهسازی شده محیطی مورد بررسی قرار گرفت و مشاهده شد که تمام آنتی بیوتیکهای بتا لاکتام در این مطالعه با نور خورشید شبیه سازی شده (1 کیلووات بر متر مربع) با نیمه عمر بین 2-3 تا 7ساعت قابل تجزیه نوری هستند. همچنین محصولات جانبی ایجاد شده با استفاده از کروماتوگرافی مایع همراه با طیف سنجی جرمی با وضوح بالا نشان داد که هیدرولیز حلقه بتا لاکتام واکنش تحول اولیه است و به دنبال آن اسید کربوکسیلیک و دی متیل تیازولیدین کربوکسیلیک حذف میشود(106).
جدول (5): حذف آنتی بیوتیک ها توسط فرایندهای اکسیداسیون شیمیایی
آنتی بیوتیک | ماتریکس | نوع فرآیند | شرایط عملیاتی | نتایج | منبع |
اسپکتینومایسین | آب مقطر | ازوناسیون | 0.06-0.10 mM O3 2-9-pH | نرخ واکنش مرتبه 2 با افزایش pH افزایش می یابد. . - در 10 ثانیه ، تخریب کلی حاصل شد. |
|
آموکسی سیلین | آب دیونیزه
| ازوناسیون | 1.6_- 10.4 M O3 pH.5-7.2 | 90٪ حذف پس از 4 دقیقه و 18٪ معدنیشدن پس از 20 دقیقه. - درجه کم معدنیشدن |
|
آموکسی سیلین | فاضلاب شبیهسازی شده
| فتوفنتون | نور ماورا بنفش (6 وات)در 365 نانومتر با نسبت مولی H2O2 / Fe+2 1-100 و pH2-4
| حداکثر نسبت زیست تخریبپذیر (> 40/0) در H2O2 / COD نسبت مولی 2 به 1، H2O2 / Fe+2 1نسبت مولار به 50 و pH= 3.5، پس از 30-45 دقیقه واکنش بهدست آمد. تحت این شرایط ، تخریب کامل در 1 دقیقه (حذف TOC 71) به دست آمد. - این مطالعه نشان داد که میتوان از عکس فنتون بهعنوان پیشدرمانی برای بهبود تجزیه بیولوژیکی آموکسیسیلین استفاده کرد. |
|
آموکسی سیلین آمپیسیلین کلوکساسیلین | آب مقطر | فنتون | pH2-4 مولار H2O2 / COD 1.0-3.5 نسبت مولی H2O2 / Fe2 + 2-150
| د ر شرایط مطلوب (نسبت مولی H2O2 / Fe2 + 10 و pH=3) تخریب کامل آنتیبیوتیکها در 2 دقیقه حاصل شد. |
|
افلوکساسین(OFX) و تریمتوپریم(TMP) |
| فتوفنتون | FeSO4.7H2O | حذف کامل بستر OFX و TMP با 75 میلیگرم در لیتراز H2O2 در مدت زمان 180 دقیقه تحت تابش خورشید انجام شد. حذف OFX و TMP با فرآیند فتو-فنتون خورشیدی به دنبال سینتیک مرتبه اول بود. |
|
تتراسایکلین (TC) |
| فتوفنتون | α-Fe2O3@g-C3N4 | بیشترین تخریب در محدوده pH 3-5 رخ داد. (ثابت نرخ - 316/0 در ساعت برای pH = 3). با اینحال ، با افزایش غلظت کاتالیست از 5 به 20 میلیگرم در لیتر ، سرعت ثابت از 073/0به 04/ در ساعت کاهش یافت. |
|
5-فلوروراسیل |
| فنتون و فتوفنتون | [Fe(C2Ο4)3]3− | در 30 دقیقه 96٪ دارو با فرایند فتو فنتون حذف شد در حالیکه فقط 15٪ حذف در صورت انجام فرآیند فنتون انجام شد. |
|
آزیترومایسین | محلول آبی
| اولتراسونیک |
| مقادیر مطلوب برای pH (3) ، دما (40 درجه سانتیگراد) ، زمان (15 دقیقه) ، دوز کاتالیزور (1 گرم در لیتر) ، غلظت H2O2 (50 میلی گرم در لیتر) و غلظت اولیه آزیترومایسین (20 میلی گرم در لیتر) بهدست آمد. بالاترین بازده تخریب 4/98 محاسبه شد.
|
|
سیپروفلوکساسین (CIP) | محلول ابی | اولتراسونیک |
544/801/ 1081 kHz 0.20WmL 60 min | ثابت تخریب با کاهش دما به طور قابل توجهی کاهش یافت. CIP در سونولیز عمدتا با واکنش با OH تولید تخریب میشود. |
|
آموکسیسیلین | آب مقطر | اولتراسونیک | 20 کیلوهرتز 0.025-0.1WmL 1 60 دقیقه | فراصوت از طریق تعیین نسبت BOD5 / COD در نمونههای تحت تصفیه ، تجزیهپذیری زیست محیطی را افزایش میدهد ، که نشان میدهد فراصوت میتواند |
|
سولفامتوکسازول | پساب فاضلاب | سونوکاتالیست | 100کیلوهرتز 0.18WmL 1 60 دقیقه | بار منفی سولفامتوکسازول جدا شده روی اتم N در وسط مولکول سولفامتوکسازول است و باعث میشود هر دو حلقه دور از سطح نانولولههای کربنی تک جداره(SWNT)قرار بگیرند. |
|
4-3-2-2.فرآیند فتوفنتون
فرآیند فتوفنتون با ترکیب H2O2 و اشعه ماورا بنفش با یونهای آهن Fe (II) (واکنش 9) یا Fe (III) اتفاق میافتد. عامل اصلی مکانیسم دراین فرآیند حضور نمکهای آهن بهعنوان فتوکاتالیست و H2O2 بهعنوان یک ماده اکسید کننده میباشد(111). روش فتوفنتون روشی کاریردی و ارزان برای تصفیه آب و فاضلاب است و رادیکالهای هیدروکسیل زیادی تولید می کند (112).
برای فرآیند فتوفنتون زمان واکنش بسیار کمی لازم است و بسته به میزان pH ، غلظت H2O2 و آهن اضافه میشود. تخریب آنتیبیوتیک آمپی سیلین (AMP) توسط فرآیند فنتون و فتوفنتون مورد برسی قرار گرفت. تأثیر سه متغیر اصلی حاکم بر غلظت جنبشی تخریب (pH ، H2O و Fe (II)) نیز بررسی شد. شرایط بهینه برای واکنشهای فنتون و فتوفنتون به شرح زیر حاصل شد: pH 3.5، حدود 400 میکرومول بر لیتر H2O و 87 میکرومول بر لیتر Fe (II). در شرایط بهینه، حذف کامل AMP به ترتیب پس از 10 دقیقه و 3 دقیقه برای واکنشهای فنتون و فتو فنتون حاصل شد. درجه اکسیداسیون، که بهعنوان میانگین میزان اکسیداسیون (AOS) اندازهگیری میشود نیز نشان داد که واکنش فتوفنتون بیشتر واسطههای اکسیداسیون را با سرعت بیشتری تولید میکند(112).
4-3-2-3.فرآیند فتوکاتالیست
فوتوکاتالیستها موادی هستند که آلایندههای آب و فاضلاب را از بین میبرند و آنها را به مواد بیضرری مانند آب و دی اکسید کربن تبدیل میکنند(113). فوتوکاتالیست یکی دیگر از فناوریهای تولید هیدروکسیل است که مستلزم فعالیت نیمههادی اکسیدهای فلزی مانند SrTiO3، BiTiO3، WO3، ZnWO4، ZnO، CuS / ZnS، ZnS، Ag2CO3، Bi2WO6، Nb2O5، Fe2O3، TiO2 و غیره است. این فرآیند شامل یک نیمه هادی بهعنوان فوتوکاتالیست است که تحت تابش نور فعال میشود (112 و 113). ساختار نیمه هادی فوتوکاتالیست (SP) شامل باندهای ظرفیت (VB) و باند هادی (CB) است که با انرژی شکاف باند از هم جدا میشوند.
در میان AOP های مختلف، فرآیندهای فوتوکاتالیستی ناهمگن میتوانند ضمن کاهش تولید واسطههای مضر، با موفقیت طیف گستردهای از آلایندهها را در فشار و دمای محیط مورد حمله قرار دهند(115 و 116). این فرآیند با تحریک و انتقال یک الکترون از VB که پر از الکترون است به CB که فاقد الکترون است، آغاز میشود. در این فرآیند، فوتوکاتالیست انرژی کافی را که تقریبا برابر با سطح انرژی شکاف باند آن است، جذب میکند تا برانگیخته شود. این فرآیند یک جفت الکترون حفره ایجاد میکند که با مولکولهای آب و اکسیژن یا گروههای هیدروکسیل واکنش نشان میدهد تا گونههای اکسیژن فعال، یعنی آنیونهای سوپر اکسید (O2) و رادیکالهای هیدروکسیل (OH) تولید کند(76). سپس گونههای رادیکال اکسی به اجزای اصلی ترکیبات آلی حمله میکنند و از طریق واکنشهای اکسیداسیون آنها را تجزیه میکنند. بهطور کلی، مکانیسم فوتوکاتالیست نیمههادی در پنج مرحله اصلی انجام می شود:
1) انتقال واکنشدهنده در فاز مایع به سطح ؛
2) جذب واکنشدهنده ؛
3) واکنش در مرحله جذب شده ؛
4) دفع محصولات ؛
5) حذف محصولات از منطقه میانی.
چندین محقق از این روش برای از بین بردن آنتیبیوتیکهای مختلف استفاده کردهاند و کارایی بالایی را برای این روش گزارش شده است(27 و 117 و 118). دی اکسید تیتانیوم بهدلیل هزینه کم، عدم نیاز به انرژی زیاد، بازده بالا و عدم آلودگی، محبوبیت بیشتری نسبت به سایر کاتالیزورها دارد. همانطور که در شکل 2 نشان داده شده است، گان و همکارانش TiO2 را از طریق روشهای مختلف تهیه کرده و برای تخریب فتوکاتالیستی آنتیبیوتیک سیپروفلوکساسین استفاده کردند. نتایج نشان داد که میزان حذف TOC از محلول CIP مورد استفاده از TiO2(هیدروترمال، TiO2(کلسیناسیون) و TiO2(ترکیب هیدروترمال و کلسیناسیون) به ترتیب 66/76٪، 07/57٪ و73/28٪ بود (119). علاوهبر این، برای حذف انواع دیگر داروها مانند کلرامفنیکل (نوعی آنتی بیوتیک کلرامفنیکل)، همچنین طبق گزارش قبلی، TiO2 تخریب کم مولکول آلی را پس از 4 ساعت روشنایی نشان داد (120). در جدول 6 برخی مطالعات صورت گرفته در حذف آنتیبیوتیکها در محلولهای آبی با استفاده از فرآیند فتوکاتالیست را نشان میدهد.
جدول (6): کارایی حذف آنتی بیوتیک ها در آب با استفاده از فتوکاتالیست
آنتی بیوتیک | مکانیسم | راندمان حذف(%) | خلاصه | منبع |
آمپی سیلین | فوتولیز غیر مستقیم | 100 | تخریب فتوکاتالیستی با استفاده نور مستقیم خورشید صورت گرفته است. همچنین ممکن است در تخریب این آنتیبیوتیک همراه با هیدرولیز و تخریب میکروبی نقش داشته باشد. | |
آزیترومایسین | تابش نورUV-C | 06/90 | در سیستم ناپیوسته، اثر pH ، زمان تماس ، محتوای کاتالیزور و غلظت اولیه آزیترومایسین بررسی شد. | |
تتراسایکلین | تحت تابش نورUV | 100 | در شرایط مطلوب کارایی فرآیند تقریبا 100 بود و نرخ معدنیسازی 64.96٪ بود. علاوهبر این، سینتیک میزان این تخریب آلاینده به دنبال سینتیک مرتبه اول شبه بود | |
سفالکسین (CFL) سفارین (CFP) سفوتاکسیم CFT( | فوتولیز مستقیم(CFP) فوتولیز غیر مستقیم (CFR) فوتولیز مستقیم و غیرمستقیم به همان اندازه (CFT) | 86-89 | محصولات جانبی فرآیند تخریب نوری نسبت به مواد پیش ساخته اولیه دارای سمیت کمتر هستند. | |
سفتیوفور (CFF) سفارین (CFP) | فوتولیز مستقیم با مقداری هیدرولیز وابسته به pH | CFP-96 CFF-92 | هر دو ترکیب در محیط خنثی و اسیدی نسبتاً پایدار هستند ، در حالیکه واکنشهای کاتالیز شده (pH> 9) منجر به تخریب سریع میشود | |
سیپروفلوکساسین (CPR) | فوتولیز مستقیم (اکسیداسیون نوری ، فلوراسیون و شکاف حلقه پیپرازین) | 88 | فرآیند سریع ، به ویژه در PH کمی اساسی | |
)سفرادین CFR( )سفوروکسیم CFX( سفتریاکسون CFN( Cepepime (CFM) | فوتولیز مستقیم (CFN) ؛ فوتولیز غیر مستقیم (CFR ، CFX ، CFM) | 90٪ CFM ~ 80٪ CFX ~ 70٪ CFN ~ 60٪ CFR | هیدرولیز غیرزیستی مسئول از بین بردن سفالوسپورین ها بود. فوتولیز مستقیم تخریب غیر زنده را تحریک کرد. | |
تریمتوپریم (TRM) سولفامتوکسازول (SLF) | فوتولیز مستقیم (48٪ برای SLF ، 18٪ برای TRM) فوتولیز غیر مستقیم (52٪ برای SLF ، 82٪ برای TRM) | 90 | فوتولیز غیر مستقیم به تولید رادیکالهای ∙ OH و مواد آلی حالت برانگیخته سه گانه نسبت داده میشود | |
تتراسایکلین (TTR) اکسی تتراسایکلین (OXY) کلرترتراسیکلین (CHL) | عمدتا فوتولیز غیر مستقیم | 89.59٪ TTR 100٪ OXY 100٪ CHL | اثر بخشی فرآیند در غلظتهای بالاتر برای هر سه تتراسایکلین کمتر است. غلظت کم مواد آلی محلول در این آب ها بهعنوان یک حساسیت به نور عمل می کند. سمیت بیشتر محصولات جانبی | |
کلیندامایسین | فتوکاتالیست با TiO2 | 93 | تایج نشان داد که فوتولیز و جذب سهم ناچیزی در حذف کلیندامایسین داشت. حداکثر میزان حذف کلیندامایسین در شرایط مطلوب ، مانند pH 5 ، 0.5 گرم در لیتر TiO2 ، غلظت اولیه کلیندامایسین 2 میلیگرم درلیتر بهدست آمد. سینتیک تخریب فوتوکاتالیستی CLM نشان داد که تخریب CLM از سینتیک مرتبه اول شبه پیروی میکند. | 118 |
سیپروفلوکساسین | فتوکاتالیست با نانوذرات ZnO | 50 | بالاترین بازده تخریب (50٪) دارو در pH 10 پس از 60 دقیقه مشاهده شد. تجزیه نوری دارو به دنبال یک سینتیک مرتبه اول شبه انجام شد. | 30 |
سولفامتوکسازول | فتوکاتالیست CNT-TiO2 ( | 82 | بالاترین حذف آنتیبیوتیک در مدت زمان 120 دقیقه تحت نور UVبدست آمد. سینتیک واکنش از سینتیک شبه مرتبه اول و با مدل لانگمویر تبعیت میکند. | |
آمپی سیلین | فتوکاتالیست با AC-TiO2 | 40-70 | سینتیک شبه مرتبه اول وبا مدل لانگمویر تبعیت میکند. و بیشترین حذف آمپیسیلین در زمان180دقیقه 70 درصد است. |
|
شکل 2. تخریب سیپروفلوکساسین فوتوکاتالیستی از طریق TiO2 تهیه شده با روشهای مختلف(119) |
نتیجه گیری
آنتیبیوتیکها در دسته آلایندههای نوظهور هستندکه در منابع مختلف آبهای سطحی، فاضلابها و تصفیهخانههای فاضلاب و بیمارستانها وجود دارند و ممکن است سبب اثرات مضری برای انسانها و گسترش سویههای باکتریایی مقاوم شوند. بهسبب گسترش روزافزون آلودگی ناشی از فاضلاب دارویی، نیاز به یک فرآیند تصفیه پایدار میباشد. در این بررسی، تعدادی از فناوریهای تصفیه آلاینده آنتی بیوتیک و مزایا و معایب آنها مورد بررسی قرار گرفت که برای رسیدن به استاندارد، ترکیبی از فناوریهای مختلف تصفیه نیاز به بررسی بیشتری دارد. تاسیسات متداول تصفیه فاضلاب برای حذف ترکیبات دارویی طراحی نشدهاند. بهدلیل خواص فیزیکوشیمیایی متغیر، ساختار، حلالیت و همچنین شرایط عملیاتی فرآیند بیولوژیکی، بازدهی که داروها حذف می شوند بهطور قابل توجهی متفاوت است. بهطور کلی، سیستمهای بیوراکتور غشایی علیرغم هزینه بیشتر در از بین بردن برخی از آنتی بیوتیک ها نسبت به سیستمهای تصفیه دیگر مؤثرتر هستند. استفاده توام تصفیه پیشرفته میتواند حذف آنتیبیوتیکها را قبل از دفع پساب به طور قابل توجهی بهبود بخشد. طبق تحقیقات انجام شده در سالهای اخیر، فرآیندهای اکسیداسیون پیشرفته در حذف آنتیبیوتیکها از آب عملکرد موفقیتآمیزی داشتهاند. همچنین مشخص شد که در فرآیندهای فتوشیمیایی، فرآیندهای فوتوکاتالیستی عملکرد بهتری دارند. علاوه بر این، توجه به این نکته مهم است که هدف از پیشرفت در استفاده از فتوکاتالیستهای ناهمگن بوده است. بنابراین، مشخص شد که اگرچه کاتالیزورهای نوری با موفقیت برای تصفیه فاضلاب در مقیاس آزمایشگاهی توسعه یافته اند، اما نیازمند توجه بیشتری برای تجاریسازی این روشها است.
ملاحظات اخلاقی پیروی از اصول اخلاق پژوهش
همکاری مشارکتکنندگان در تحقیق حاضر به صورت داوطلبانه و با رضایت آنان بوده است.
حامی مالی
هزینه تحقیق حاضر توسط نویسندگان مقاله تامین شده است.
مشارکت نویسندگان
طراحی و ایدهپردازی: اکرم بمانی، محمد حسین صیادی، روششناسی و تحلیل دادهها: فاطمه کارگر، اکرم بمانی، محمد حسین صیادی، نجمه احمدپور، نظارت و نگارش نهایی: اکرم بمانی.
تعارض منافع
بنابر اظهار نویسندگان، مقاله حاضر فاقد هرگونه تعارض منافع بوده است.
References
1- Cuerda-Correa EM, Alexandre-Franco MF, Fernández-González C. Advanced oxidation processes for the removal of antibiotics from water. An overview. Water. 2020 Jan;12(1):102.
2- UNICEF, World Health Organization. Progress on Drinking Water and Sanitation (2012). Update, New York. 2012.
3- Lee Y, Von Gunten U. Oxidative transformation of micropollutants during municipal wastewater treatment: Comparison of kinetic aspects of selective (chlorine, chlorine dioxide, ferrateVI, and ozone) and non-selective oxidants (hydroxyl radical). Water research. 2010 Jan 1;44(2):555-66.
4- Dawas-Massalha A, Gur-Reznik S, Lerman S, Sabbah I, Dosoretz CG. Co-metabolic oxidation of pharmaceutical compounds by a nitrifying bacterial enrichment. Bioresource technology. 2014 Sep 1;167:336-42.
5- Fick J, Lindberg RH, Fång J, Magnér J, Kaj L, Brorström-Lundén E. Screening 2014: Analysis of pharmaceuticals and hormones in samples from WWTPs and receiving waters.
7- Syadi A.R, Asadpour M, Shabani Z, Sayadi M.H. Interaction of drugs in the environment and its effects on community health. Journal of Rafsanjan University of Medical Sciences. 2012 Jul 10; 11 (3): 269-84.
8- Mazel D, Davies J. Antibiotic resistance in microbes. Cellular and Molecular Life Sciences CMLS. 1999 Nov;56(9):742-54.
10- Naseh, N, Barikbin, B, Taghavi, Lt, Naseri, M A. The destructive effects of antibiotic contamination on the environment and the effectiveness of various methods in removing them from contaminated effluents. Nurse and doctor in battle. 2016 Aug 10; 4 (10): 50-62.
11- Hanna N, Sun P, Sun Q, Li X, Yang X, Ji X, Zou H, Ottoson J, Nilsson LE, Berglund B, Dyar OJ. Presence of antibiotic residues in various environmental compartments of Shandong province in eastern China: its potential for resistance development and ecological and human risk. Environment international. 2018 May 1;114:131-42.
12- Yazdia M, Sayadib MH, Farsada F. Removal of penicillin in aqueous solution using Chlorella vulgaris and Spirulina platensis from hospital wastewater. Desalin. Water Treat.. 2018 Aug 1;123:315-20.
13- Gago-Ferrero P, Gros M, Ahrens L, Wiberg K. Impact of on-site, small and large scale wastewater treatment facilities on levels and fate of pharmaceuticals, personal care products, artificial sweeteners, pesticides, and perfluoroalkyl substances in recipient waters. Science of the Total Environment. 2017 Dec 1;601:1289-97.
14- Segura Y, Martínez F, Melero JA. Effective pharmaceutical wastewater degradation by Fenton oxidation with zero-valent iron. Applied Catalysis B: Environmental. 2013 Jun 5;136:64-9.
15- Fazal S, Zhang B, Zhong Z, Gao L, Lu X. Membrane separation technology on pharmaceutical wastewater by using MBR (membrane bioreactor). Journal of Environmental Protection. 2015 Mar 31;6(04):299.
16- Shi X, Lefebvre O, Ng KK, Ng HY. Sequential anaerobic– aerobic treatment of pharmaceutical wastewater with high salinity. Bioresource technology. 2014 Feb 1;153:79-86.
17- Daughton CG, Ruhoy IS. Lower-dose prescribing: minimizing “side effects” of pharmaceuticals on society and the environment. Science of the Total Environment. 2013 Jan 15;443:324-37.
18- Castensson S, Eriksson V, Lindborg K, Wettermark B. A method to include the environmental hazard in drug prescribing. Pharmacy world & science. 2009 Feb;31(1):24-31.
19- Yan C, Yang Y, Zhou J, Liu M, Nie M, Shi H, Gu L. Antibiotics in the surface water of the Yangtze Estuary: occurrence, distribution and risk assessment. Environmental Pollution. 2013 Apr 1;175:22-9.
20- Qiang Z, Adams C, Surampalli R. Determination of ozonation rate constants for lincomycin and spectinomycin. Ozone: Science and Engineering. 2004 Dec 1;26(6):525-37.
21- Yang JF, Ying GG, Zhao JL, Tao R, Su HC, Liu YS. Spatial and seasonal distribution of selected antibiotics in surface waters of the Pearl Rivers, China. Journal of Environmental Science and Health, Part B. 2011 Mar 7;46(3):272-80.
22- Thiele‐Bruhn S. Pharmaceutical antibiotic compounds in soils–a review. Journal of plant nutrition and soil science. 2003 Apr;166(2):145-67.
23- Gagné F, Blaise C, André C. Occurrence of pharmaceutical products in a municipal effluent and toxicity to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) hepatocytes. Ecotoxicology and environmental safety. 2006 Jul 1;64(3):329-36.
24- Ahmadpour N, Sayadi MH, Sobhani S, Hajiani M. Photocatalytic degradation of model pharmaceutical pollutant by novel magnetic TiO2@ ZnFe2O4/Pd nanocomposite with enhanced photocatalytic activity and stability under solar light irradiation. Journal of Environmental Management. 2020 Oct 1;271:110964.
25- Lofrano G, Pedrazzani R, Libralato G, Carotenuto M. Advanced oxidation processes for antibiotics removal: a review. Current organic chemistry. 2017 May 1;21(12):1054-67.
26- Timm A, Borowska E, Majewsky M, Merel S, Zwiener C, Bräse S, Horn H. Photolysis of four β‑lactam antibiotics under simulated environmental conditions: Degradation, transformation products and antibacterial activity. Science of the Total Environment. 2019 Feb 15;651:1605-12.
27- Sayadi MH, Sobhani S, Shekari H. Photocatalytic degradation of azithromycin using GO@ Fe3O4/ZnO/SnO2 nanocomposites. Journal of Cleaner Production. 2019 Sep 20;232:127-36.
28- Yang Y, Ok YS, Kim KH, Kwon EE, Tsang YF. Occurrences and removal of pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in drinking water and water/sewage treatment plants: A review. Science of the Total Environment. 2017 Oct 15;596:303-20.
29- Omar TF, Ahmad A, Aris AZ, Yusoff FM. Endocrine disrupting compounds (EDCs) in environmental matrices: Review of analytical strategies for pharmaceuticals, estrogenic hormones, and alkylphenol compounds. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 2016 Dec 1;85:241-59.
30- El-Kemary M, El-Shamy H, El-Mehasseb I. Photocatalytic degradation of ciprofloxacin drug in water using ZnO nanoparticles. Journal of Luminescence. 2010 Dec 1;130(12):2327-31.
31- Yazdani A, Sayadi MH. Sonochemical degradation of azithromycin in aqueous solution. Journal of Environmental Health Management and Engineering.2018 May 10;5(2):85-92.
32- Zhang C, Chen Z, Li J, Guo Y, Cheng F. Removal of recalcitrant organic pollutants from bio-treated coking wastewater using coal-based carbonaceous materials. Desalination and Water Treatment. 2017;88:75-84.
33- Homem V, Santos L. Degradation and removal methods of antibiotics from aqueous matrices–a review. Journal of environmental management. 2011 Oct 1;92(10):2304-47.
34- Sayadi AR, Asadpour M, Shabani Z, Sayadi MH. Pharmaceutical pollution of the eco-system and its detrimental effects on public health. Journal of Rafsanjan University of Medical Sciences. 2012;11(3):269-84.
35- Duong HA, Pham NH, Nguyen HT, Hoang TT, Pham HV, Pham VC, Berg M, Giger W, Alder AC. Occurrence, fate and antibiotic resistance of fluoroquinolone antibacterials in hospital wastewaters in Hanoi, Vietnam. Chemosphere. 2008 Jun 1;72(6):968-73.
36- Botitsi E, Frosyni C, Tsipi D. Determination of pharmaceuticals from different therapeutic classes in wastewaters by liquid chromatography–electrospray ionization–tandem mass spectrometry. Analytical and bioanalytical chemistry. 2007 Feb;387(4):1317-27.
37- Martins AF, Vasconcelos TG, Henriques DM, Frank CD, König A, Kümmerer K. Concentration of ciprofloxacin in Brazilian hospital effluent and preliminary risk assessment: a case study. CLEAN–Soil, Air, Water. 2008 Mar;36(3):264-9.
38- Kümmerer K. Antibiotics in the aquatic environment–a review–part I. Chemosphere. 2009 Apr 1;75(4):417-34.
39- Färber H. Antibiotika im Krankenhausabwasser. Hyg. Med. 2002;27:35.
40- Christian T, Schneider RJ, Färber HA, Skutlarek D, Meyer MT, Goldbach HE. Determination of antibiotic residues in manure, soil, and surface waters. Acta hydrochimica et hydrobiologica. 2003 Jul;31(1):36-44.
41- Giger W, Alder AC, Golet EM, Kohler HP, McArdell CS, Molnar E, Siegrist H, Suter MJ. Occurrence and fate of antibiotics as trace contaminants in wastewaters, sewage sludges, and surface waters. CHIMIA International Journal for Chemistry. 2003 Sep 1;57(9):485-91.
42- Giger W, Alder AC, Golet EM, Kohler HP, McArdell CS, Molnar E, Pham Thi NA, Siegrist H. Antibiotikaspuren auf dem Weg von Spital-und Gemeindeabwasser in die Fliessgewässer: Umweltanalytische Untersuchungen über Einträge und Verhalten. Spurenstoffe in Gewässern. Pharmazeutische Reststoffe und endokrin wirksame Substanzen. Spurenstoffe in Gewässern. Pharmazeutische Reststoffe und endokrinwirksame Substanzen (Trace materials in bodies of water. Pharmaceutical trace materials and endocrine active substances). Wiley-VCH GmbH &Co, New Jersey, USA. 2003 Oct 8:21-33.
43- Ternes TA, Meisenheimer M, McDowell D, Sacher F, Brauch HJ, Haist-Gulde B, Preuss G, Wilme U, Zulei-Seibert N. Removal of pharmaceuticals during drinking water treatment. Environmental science & technology. 2002 Sep 1;36(17):3855-63.
44- Kolpin DW, Furlong ET, Meyer MT, Thurman EM, Zaugg SD, Barber LB, Buxton HT. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in US streams, 1999− 2000: A national reconnaissance. Environmental science & technology. 2002 Mar 15;36(6):1202-11.\
46- Hirsch R, Ternes T, Haberer K, Kratz KL. Occurrence of antibiotics in the aquatic environment. Science of the Total environment. 1999 Jan 12;225(1-2):109-18.
47- Calamari D, Zuccato E, Castiglioni S, Bagnati R, Fanelli R. Strategic survey of therapeutic drugs in the rivers Po and Lambro in northern Italy. Environmental Science & Technology. 2003 Apr 1;37(7):1241-8.
48- Yuan Y, Zhang H, Pan G. Flocculation of cyanobacterial cells using coal fly ash modified chitosan. Water research. 2016 Jun 15;97:11-8.
49- Asadi Z. Investigation of the efficiency of coagulation process for ciprofloxacin antibiotic removal from aqueous solution. Journal of health research in community. 2019 May 10;5(1):38-48
50- Suarez S, Lema JM, Omil F. Pre-treatment of hospital wastewater by coagulation–flocculation and flotation. Bioresource technology. 2009 Apr 1;100(7):2138-46.
51- Kord Mostafapoor F, Ahmadi SH, Balarak DA, Rahdar SO. Comparison of dissolved air flotation process for aniline and penicillin G removal from aqueous solutions. Avicenna Journal of Clinical Medicine. 2017 Mar 15;23(4):360-9.
52- Martínez F, López-Muñoz MJ, Aguado J, Melero JA, Arsuaga J, Sotto A, Molina R, Segura Y, Pariente MI, Revilla A, Cerro L. Coupling membrane separation and photocatalytic oxidation processes for the degradation of pharmaceutical pollutants. Water research. 2013 Oct 1;47(15):5647-58.
53- Mohaghegh, Removal of Cefixime antibiotics from the effluents of antibiotic factories using microfilter, nanofilter, reverse osmosis and activated carbon membrane systems, First National Conference on Nanotechnology Advantages and Applications. 2013 Mar 6.
54- Putra EK, Pranowo R, Sunarso J, Indraswati N, Ismadji S. Performance of activated carbon and bentonite for adsorption of amoxicillin from wastewater: Mechanisms, isotherms and kinetics. Water research. 2009 May 1;43(9):2419-30.
55- Rivera-Utrilla J, Prados-Joya G, Sánchez-Polo M, Ferro-García MA, Bautista-Toledo I. Removal of nitroimidazole antibiotics from aqueous solution by adsorption/bioadsorption on activated carbon. Journal of hazardous materials. 2009 Oct 15;170(1):298-305.
56- Choi KJ, Kim SG, Kim SH. Removal of antibiotics by coagulation and granular activated carbon filtration. Journal of hazardous materials. 2008 Feb 28;151(1):38-43.
57- Kim SH, Shon HK, Ngo HH. Adsorption characteristics of antibiotics trimethoprim on powdered and granular activated carbon. Journal of Industrial and Engineering Chemistry. 2010 May 25;16(3):344-9.
59- Majidi S, Rahmani A, Samadi M, Shokouhi R. Determining the efficiency of sonolectrofenton process in removing ciprofloxacin antibiotic from aqueous solutions. Scientific Research Journal of Ilam University of Medical Sciences. 2016 Jan 10; 23(6):85-96.
60- Malakootian M, Kannan K, Gharaghani MA, Dehdarirad A, Nasiri A, Shahamat YD, Mahdizadeh H. Removal of metronidazole from wastewater by Fe/charcoal micro electrolysis fluidized bed reactor. Journal of Environmental Chemical Engineering. 2019 Dec 1;7(6):103457.
61- Ji Z, Liu T, Tian H. Electrochemical degradation of diclofenac for pharmaceutical wastewater treatment. Int. J. Electrochem. Sci. 2017 Aug 1;12(8):7807-16.
62- Chelliapan S, Wilby T, Sallis PJ. Performance of an up-flow anaerobic stage reactor (UASR) in the treatment of pharmaceutical wastewater containing macrolide antibiotics. Water Research. 2006 Feb 1;40(3):507-16.
63- Arikan OA. Degradation and metabolization of chlortetracycline during the anaerobic digestion of manure from medicated calves. Journal of Hazardous Materials. 2008 Oct 30;158(2-3):485-90.
64- Liu H, Yang Y, Sun H, Zhao L, Liu Y. Fate of tetracycline in enhanced biological nutrient removal process. Chemosphere. 2018 Feb 1;193:998-1003.
66- Bedner M, MacCrehan WA. Reactions of the amine-containing drugs fluoxetine and metoprolol during chlorination and dechlorination processes used in wastewater treatment. Chemosphere. 2006 Dec 1;65(11):2130-7.
67- Alvarino T, Suarez S, Lema JM, Omil F. Understanding the removal mechanisms of PPCPs and the influence of main technological parameters in anaerobic UASB and aerobic CAS reactors. Journal of Hazardous materials. 2014 Aug 15;278:506-13.
69- Heijman SG, Verliefde AR, Cornelissen ER, Amy G, Van Dijk JC. Influence of natural organic matter (NOM) fouling on the removal of pharmaceuticals by nanofiltration and activated carbon filtration. Water Science and Technology: Water Supply. 2007 Dec;7(4):17-23.
70- Kaya Y, Bacaksiz AM, Golebatmaz U, Vergili I, Gönder ZB, Yilmaz G. Improving the performance of an aerobic membrane bioreactor (MBR) treating pharmaceutical wastewater with powdered activated carbon (PAC) addition. Bioprocess and biosystems engineering. 2016 Apr 1;39(4):661-76.
71- Kimura K, Hara H, Watanabe Y. Removal of pharmaceutical compounds by submerged membrane bioreactors (MBRs). Desalination. 2005 Jul 10;178(1-3):135-40.
73- Klavarioti M, Mantzavinos D, Kassinos D. Removal of residual pharmaceuticals from aqueous systems by advanced oxidation processes. Environment international. 2009 Feb 1;35(2):402-17.
74- Ayoub K, van Hullebusch ED, Cassir M, Bermond A. Application of advanced oxidation processes for TNT removal: a review. Journal of hazardous materials. 2010 Jun 15;178(1-3):10-28.
75- Malato S, Fernández-Ibáñez P, Maldonado MI, Blanco J, Gernjak W. Decontamination and disinfection of water by solar photocatalysis: recent overview and trends. Catalysis today. 2009 Sep 15;147(1):1-59.
76- Ahmadpour N, Sayadi MH, Sobhani S, Hajiani M. A potential natural solar light active photocatalyst using magnetic ZnFe2O4@ TiO2/Cu nanocomposite as a high performance and recyclable platform for degradation of naproxen from aqueous solution. Journal of Cleaner Production. 2020 Sep 20;268:122023.
77- Guinea E, Arias C, Cabot PL, Garrido JA, Rodríguez RM, Centellas F, Brillas E. Mineralization of salicylic acid in acidic aqueous medium by electrochemical advanced oxidation processes using platinum and boron-doped diamond as anode and cathodically generated hydrogen peroxide. Water Research. 2008 Jan 1;42(1-2):499-511.
78- Yargeau V, Leclair C. Impact of operating conditions on decomposition of antibiotics during ozonation: a review. Ozone: Science and Engineering. 2008 May 29;30(3):175-88.
79- Esplugas S, Bila DM, Krause LG, Dezotti M. Ozonation and advanced oxidation technologies to remove endocrine disrupting chemicals (EDCs) and pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in water effluents. Journal of hazardous materials. 2007 Nov 19;149(3):631-42.
80- Ince NH, Apikyan IG. Combination of activated carbon adsorption with light-enhanced chemical oxidation via hydrogen peroxide. Water Research. 2000 Dec 1;34(17):4169-76.
81- Awfa D, Ateia M, Fujii M, Johnson MS, Yoshimura C. Photodegradation of pharmaceuticals and personal care products in water treatment using carbonaceous-TiO2 composites: A critical review of recent literature. Water research. 2018 Oct 1;142:26-45.
82- Jain B, Singh AK, Kim H, Lichtfouse E, Sharma VK. Treatment of organic pollutants by homogeneous and heterogeneous Fenton reaction processes. Environmental Chemistry Letters. 2018 Sep;16(3):947-67.
83- Gottschalk C, Libra JA, Saupe A. Ozonation of water and waste water: A practical guide to understanding ozone and its applications. John Wiley & Sons; 2009 Dec 9.
84- Zaviska F, Drogui P, Mercier G, Blais JF. Procédés d’oxydation avancée dans le traitement des eaux et des effluents industriels: Application à la dégradation des polluants réfractaires. Revue des sciences de l'eau/Journal of Water Science. 2009;22(4):535-64.
85- Litter MI. Introduction to photochemical advanced oxidation processes for water treatment. InEnvironmental photochemistry part II 2005 Sep (pp. 325-366). Springer, Berlin, Heidelberg.
86- Buxton G, Greenstock C. Critical Review of Rate Constants for Reactions of e– aq, H· and HO· in Aqueous Solutions. Jour. Phys. Chem. Ref. Data. 1988;17:2.
87- Stylianou SK, Katsoyiannis IA, Mitrakas M, Zouboulis AI. Application of a ceramic membrane contacting process for ozone and peroxone treatment of micropollutant contaminated surface water. Journal of hazardous materials. 2018 Sep 15;358:129-35.
88- Chen X, Richard J, Liu Y, Dopp E, Tuerk J, Bester K. Ozonation products of triclosan in advanced wastewater treatment. Water Research. 2012 May 1;46(7):2247-56.
89- Yonar T. Decolorisation of textile dyeing effluents using advanced oxidation processes. Advances in treating textile effluent. 2011 Oct 26.
90- EPA. Handbook on Advanced Non-Photochemical Oxidation Process, US. EPA, 2001. Washington, DC.
91- Homem V, Alves A, Santos L. Amoxicillin degradation at ppb levels by Fenton's oxidation using design of experiments. Science of the total environment. 2010 Nov 15;408(24):6272-80.
92- Bautista P, Mohedano AF, Casas JA, Zazo JA, Rodriguez JJ. An overview of the application of Fenton oxidation to industrial wastewaters treatment. Journal of Chemical Technology & Biotechnology: International Research in Process, Environmental & Clean Technology. 2008 Oct;83(10):1323-38.
93- Ahmadpour N, Sayadi MH, Verma A, Mansouri B. Ultrasonic degradation of ibuprofen from the aqueous solution in the presence of titanium dioxide nanoparticles/hydrogen peroxide. Water Treat. 2019 Mar 1;145:291-9.
94- Doosti MR, Kargar R, Sayadi MH. Water treatment using ultrasonic assistance: A review. Proceedings of the International Academy of Ecology and Environmental Sciences. 2012 Jun 1;2(2):96.
95- Sayadi MH, Ahmadpour N. The ultrasonic of drug removal using catalysts from aqueous solutions. International Journal of Environmental Sciences & Natural Resources. 2017;5(4):82-5.
96- Yazdani A, Sayadi M, Heidari A. Sonocatalyst efficiency of palladium-graphene oxide nanocomposite for ibuprofen degradation from aqueous solution. Journal of Water and Environmental Nanotechnology. 2019 Oct 1;4(4):333-42.
97- Andreozzi R, Canterino M, Marotta R, Paxeus N. Antibiotic removal from wastewaters: the ozonation of amoxicillin. Journal of hazardous Materials. 2005 Jul 15;122(3):243-50.
98- Elmolla ES, Chaudhuri M. Improvement of biodegradability of synthetic amoxicillin wastewater by photo-Fenton process. World Applied Science Journal. 2009;5:53-8.
99- Elmolla E, Chaudhuri M. Optimization of Fenton process for treatment of amoxicillin, ampicillin and cloxacillin antibiotics in aqueous solution. Journal of hazardous materials. 2009 Oct 30;170(2-3):666-72.
100- Michael I, Hapeshi E, Michael C, Fatta-Kassinos D. Solar Fenton and solar TiO2 catalytic treatment of ofloxacin in secondary treated effluents: evaluation of operational and kinetic parameters. Water research. 2010 Oct 1;44(18):5450-62.
101- Guo T, Wang K, Zhang G, Wu X. A novel α-Fe2O3@ g-C3N4 catalyst: synthesis derived from Fe-based MOF and its superior photo-Fenton performance. Applied Surface Science. 2019 Mar 1;469:331-9.
102- Koltsakidou Α, Antonopoulou M, Sykiotou M, Εvgenidou Ε, Konstantinou I, Lambropoulou DA. Photo-Fenton and Fenton-like processes for the treatment of the antineoplastic drug 5-fluorouracil under simulated solar radiation. Environmental Science and Pollution Research. 2017 Feb 1;24(5):4791-800.
103- de Luna MD, Briones RM, Su CC, Lu MC. Kinetics of acetaminophen degradation by Fenton oxidation in a fluidized-bed reactor. Chemosphere. 2013 Jan 1;90(4):1444-8.
104- Naddeo V, Meriç S, Kassinos D, Belgiorno V, Guida M. Fate of pharmaceuticals in contaminated urban wastewater effluent under ultrasonic irradiation. Water research. 2009 Sep 1;43(16):4019-27.
105- Al-Hamadani YA, Jung C, Im JK, Boateng LK, Flora JR, Jang M, Heo J, Park CM, Yoon Y. Sonocatalytic degradation coupled with single-walled carbon nanotubes for removal of ibuprofen and sulfamethoxazole. Chemical Engineering Science. 2017 Apr 27;162:300-8.
106- Timm A, Borowska E, Majewsky M, Merel S, Zwiener C, Bräse S, Horn H. Photolysis of four β‑lactam antibiotics under simulated environmental conditions: Degradation, transformation products and antibacterial activity. Science of the Total Environment. 2019 Feb 15;651:1605-12.
107- Ribeiro AR, Lutze HV, Schmidt TC. Base-catalyzed hydrolysis and speciation-dependent photolysis of two cephalosporin antibiotics, ceftiofur and cefapirin. Water research. 2018 May 1;134:253-60.
108- Baena-Nogueras RM, González-Mazo E, Lara-Martín PA. Photolysis of antibiotics under simulated sunlight irradiation: identification of photoproducts by high-resolution mass spectrometry. Environmental science & technology. 2017 Mar 21;51(6):3148-56.
109- Kondrakov AO, Ignatev AN, Frimmel FH, Bräse S, Horn H, Revelsky AI. Formation of genotoxic quinones during bisphenol A degradation by TiO2 photocatalysis and UV photolysis: a comparative study. Applied Catalysis B: Environmental. 2014 Nov 1;160:106-14.
110- Wang XH, Lin AY. Phototransformation of cephalosporin antibiotics in an aqueous environment results in higher toxicity. Environmental science & technology. 2012 Nov 20;46(22):12417-26.
111- Rozas O, Contreras D, Mondaca MA, Pérez-Moya M, Mansilla HD. Experimental design of Fenton and photo-Fenton reactions for the treatment of ampicillin solutions. Journal of hazardous materials. 2010 May 15;177(1-3):1025-30.
112- Ghaly MY, Härtel G, Mayer R, Haseneder R. Photochemical oxidation of p-chlorophenol by UV/H2O2 and photo-Fenton process. A comparative study. waste management. 2001 Jan 1;21(1):41-7.
113- Sayadi MH, Ahmadpour N, Homaeigohar S. Photocatalytic and Antibacterial Properties of Ag-CuFe2O4@ WO3 Magnetic Nanocomposite. Nanomaterials. 2021 Feb;11(2):298.
115- Daneshvar N, Aber S, Dorraji MS, Khataee AR, Rasoulifard MH. Photocatalytic degradation of the insecticide diazinon in the presence of prepared nanocrystalline ZnO powders under irradiation of UV-C light. Separation and purification Technology. 2007 Dec 1;58(1):91-8.
116- Abdollahi Y, Abdullah AH, Zainal Z, Yusof NA. Photodegradation of o-cresol by ZnO under UV irradiation. J. Am. Sci. 2011;7(8):165-70.
117- Nasseh N, Taghavi L, Barikbin B, Nasseri MA. Synthesis and characterizations of a novel FeNi3/SiO2/CuS magnetic nanocomposite for photocatalytic degradation of tetracycline in simulated wastewater. Journal of cleaner production. 2018 Apr 1;179:42-54.
118- Gholami A, Hajiani M, Sayadi Anari MH. Investigation of photocatalytic degradation of clindamycin by TiO2. Journal of Water and Environmental Nanotechnology. 2019 Apr 1;4(2):139-46.
119- Gan Y, Wei Y, Xiong J, Cheng G. Impact of post-processing modes of precursor on adsorption and photocatalytic capability of mesoporous TiO2 nanocrystallite aggregates towards ciprofloxacin removal. Chemical Engineering Journal. 2018 Oct 1;349:1-6.
120- Chatzitakis A, Berberidou C, Paspaltsis I, Kyriakou G, Sklaviadis T, Poulios I. Photocatalytic degradation and drug activity reduction of chloramphenicol. Water Research. 2008 Jan 1;42(1-2):386-94.
121- Wei X, Chen J, Xie Q, Zhang S, Ge L, Qiao X. Distinct photolytic mechanisms and products for different dissociation species of ciprofloxacin. Environmental science & technology. 2013 May 7;47(9):4284-90.
122- Jiang M, Wang L, Ji R. Biotic and abiotic degradation of four cephalosporin antibiotics in a lake surface water and sediment. Chemosphere. 2010 Sep 1;80(11):1399-405.
123- Ryan CC, Tan DT, Arnold WA. Direct and indirect photolysis of sulfamethoxazole and trimethoprim in wastewater treatment plant effluent. Water research. 2011 Jan 1;45(3):1280-6.
124- López‐Peñalver JJ, Sánchez‐Polo M, Gómez‐Pacheco CV, Rivera‐Utrilla J. Photodegradation of tetracyclines in aqueous solution by using UV and UV/H2O2 oxidation processes. Journal of Chemical Technology & Biotechnology. 2010 Oct;85(10):1325-33.
125- Murgolo S, Petronella F, Ciannarella R, Comparelli R, Agostiano A, Curri ML, Mascolo G. UV and solar-based photocatalytic degradation of organic pollutants by nano-sized TiO2 grown on carbon nanotubes. Catalysis Today. 2015 Feb 1;240:114-24.
126- Gar Alalm M, Tawfik A, Ookawara S. Solar photocatalytic degradation of phenol by TiO2/AC prepared by temperature impregnation method. Desalination and Water Treatment. 2016 Jan 8;57(2):835-44.
-
حل عددی نوسانهای جزر و مدی در یک سامانه‌ی آبخوان جزیره‌ای ناهمگن و مقایسه‌ی آن با حل تحلیلی
تاریخ چاپ : 1396/06/01 -
بهینه سازی الگوی کشت جهت افزایش بازده آبیاری در اراضی پایاب ملاصدرا در استان فارس
تاریخ چاپ : 1397/02/01 -
تاثیر آرایش کارگذاری المان های شش پایه بر پستی و بلندی بستر اطراف تکیه گاه ذوزنقه ای
تاریخ چاپ : 1397/02/01 -